不同氨氮含量对厌氧颗粒污泥理化特性的影响

宿程远，卢宇翔，覃菁菁，黄梅，郑鹏，林香凤，黄智

（1广西师范大学环境与资源学院，广西 桂林 541004；2珍稀濒危动植物生态与环境保护教育部重点实验室，广西 桂林 541004）

不同氨氮含量对厌氧颗粒污泥理化特性的影响

宿程远1,2，卢宇翔1，覃菁菁1，黄梅1，郑鹏1，林香凤1，黄智1

（1广西师范大学环境与资源学院，广西 桂林 541004；2珍稀濒危动植物生态与环境保护教育部重点实验室，广西 桂林 541004）

通过序批式试验，研究了氨氮含量变化对厌氧颗粒污泥去除有机物及氨氮效能的影响，并通过紫外可见光谱（UV-Vis）、三维荧光光谱（EEM）、傅里叶红外光谱（FTIR）对厌氧颗粒污泥的溶解性微生物产物（SMP）、疏松胞外聚合物（LB-EPS）及紧密胞外聚合物（TB-EPS）进行了分析。结果表明，当进水氨氮浓度增加到1000 mg·L-1时，厌氧颗粒污泥对COD去除率由对照组的94.19%下降至93.33%，其对COD去除影响不明显；但NH+4-N去除率由40.6%降至7.9%，去除效率明显降低。UV-Vis谱图分析表明，LB-EPS与TB-EPS在205～210 nm处出现了吸收峰，表明其中均含有苯环与双键结构，且随着氨氮浓度的增大，吸收带出现了红移。EEM谱图分析表明，随着氨氮浓度的增大，SMP中芳香蛋白吸收峰强度降低，而在EX/EM为370～390/420～450 nm处的类胡敏酸吸附峰增强；对于LB-EPS而言，辅酶F420吸收峰消失，表明高氨氮浓度对产甲烷菌的活性产生了抑制作用；同时TB-EPS类蛋白荧光峰发生了红移。而由LB-EPS的FTIR谱图可知，氨氮浓度为1000 mg·L-1时，LB-EPS中存在较多的羧酸。通过利用UV-Vis、FTIR、EEM谱图可对厌氧颗粒污泥的SMP、LB-EPS、TB-EPS进行较为全面的分析，从而为指导厌氧反应器的运行提供科学借鉴。

厌氧；氨氮；稳定性；胞外聚合物；废水

引 言

厌氧生物处理技术具有能耗低、污泥产量少、抗冲击负荷能力强，并可产生能源等优点[1-3]，其将环境保护与产能有机地结合在一起，具有良好的环境与社会经济效益，因此升流式厌氧污泥床（UASB）、厌氧膨胀颗粒污泥床（EGSB）、厌氧折流板反应器（ABR）等厌氧反应器在高浓度有机工业废水的处理中得到了广泛应用[1-3]。近年来，在厌氧生物处理过程中，毒性物质对其处理效能的抑制，特别是关于高浓度氨氮对厌氧微生物的抑制研究成为人们关注的焦点[4-5]。如以高蛋白含量的餐厨垃圾为底物进行厌氧消化时，氨氮的积累被认为是影响其厌氧处理过程稳定性的重要原因[6-7]。蛋白质在水解过程中会释放氨氮，低浓度的氨氮是微生物生长的营养物，当浓度过高时会使细胞活性或生长速率降低，导致反应器产气量下降，挥发性脂肪酸（VFA）积累甚至造成反应体系运行失败[8]。当前对于高浓度氨氮的抑制多针对厌氧反应器处理效能，或者微生态学进行研究，对厌氧颗粒污泥理化特性的影响研究较少，而活性良好的厌氧颗粒污泥是厌氧反应器高效运行的重要保障之一[9-10]。

鉴于此，本文研究了不同氨氮浓度对厌氧颗粒污泥去除污染物效能的影响，并借助紫外可见（UV-Vis）、三维荧光（EEM）、傅里叶红外（FTIR）光谱系统分析了厌氧颗粒污泥溶解性微生物产物（SMP）、疏松胞外聚合物（LB-EPS）、紧密胞外聚合物（TB-EPS）的变化情况，旨在通过光谱分析揭示氨氮浓度对厌氧颗粒污泥理化特性的影响，在为厌氧颗粒污泥理化特性的研究提供有效分析手段的同时，为厌氧反应器的运行提供一定的指导。

1 试验材料与方法

1.1 试验装置与试验过程

试验采用史氏发酵法，将进水氨氮浓度分别控制为 0、200、400、600、800、1000 mg·L-1左右，对应的编号为0#～5#，取COD浓度为2000 mg·L-1的营养液（含葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4、NaHCO3、微量元素）100 ml，15 ml厌氧颗粒污泥一同加入250 ml锥形瓶中，污泥浓度为10 g VSS·L-1。厌氧颗粒污泥来自实验室正常运行处理餐厨垃圾的可控内循环厌氧反应器，盖上连有史氏发酵管的橡胶塞，置于35℃恒温水浴中，持续培养10 d[11]。试验结束后分析 0#～5#锥形瓶进出水 COD、氨氮的去除情况，并对0#～5#锥形瓶内污泥特性进行分析。

1.2 分析方法

本试验中 COD的测定采用快速消解法，氨氮含量采用纳氏试剂分光光度法[12]。

污泥特性分析[13]：首先，取泥水混合液至离心管中，4000 r·min-1离心10 min，然后取一部分上清液，分别编号为SMP 0#～5#；将另一部分上清液加入称量皿，同样分别编号SMP 0#～5#。然后在离心管内加入0.05%的NaCl溶液，在20 kHz、800 W的条件下超声2 min，然后在150 r·min-1的条件下振荡10 min，最后通过8000 r·min-1离心10 min，取一部分上清液，分别编号为LB-EPS 0#～5#；将另一部分上清液加入称量皿中。继而在离心管中加入0.9%的NaCl溶液，在80℃条件下水浴30 min后拿出，冷却至常温，同样离心后，一部分上清液倒入离心管，对应编号TB-EPS 0#～5#；将另一部分上清液加入称量皿中。样品一部分上清液用于紫外-可见吸收光谱与三维荧光光谱分析，并将称量皿内的上清液在45℃条件下烘干，用于进行傅里叶变换红外光谱的分析。

2 结果与讨论

2.1 COD的去除情况

本试验首先分析了不同氨氮浓度对于厌氧颗粒污泥对COD去除情况的影响，结果如图1所示。

图1 不同氨氮浓度对COD去除率的影响Fig.1 Effect of different ammonia concentration on COD removal rate

由图 1可知，0#～5#反应器出水 COD浓度为114～156 mg·L-1，厌氧颗粒污泥对COD的去除率分别为94.19%、94.01%、92.18%、93.93%、93.69%与 93.33%，COD去除率变化不大，这说明在一定的氨氮浓度范围内下，氨氮对 COD的去除影响并不明显，一方面在于，本试验过程中，COD浓度为2000 mg·L-1左右，有机负荷不高，只要保障一定的厌氧颗粒污泥浓度与良好的活性，可实现对废水COD的高效去除；另一方面厌氧生物处理的一个优势即在于对有机物的良好去除效能，如采用升流式厌氧污泥床反应器、厌氧折流板反应器等处理高浓度工业废水时，即使进水COD高达10000 mg·L-1，这些厌氧反应器依然可以保持高效的运行。

2.2 氨氮的去除情况

本试验分析了在不同氨氮浓度条件下，厌氧颗粒污泥对氨氮的去除效果，结果如图2所示。

从图2可知，在厌氧生物处理过程中，随着进水氨氮浓度的增加，的去除效果由40.6%降至7.9%，去除率降低。主要原因在于，一方面由于进水氨氮浓度的增加，增大了氨氮的负荷，从而造成其去除效率降低；另一方面说明厌氧颗粒污泥对表现得较为敏感，对于厌氧微生物而言，其营养需求为 C：N：P=200～300：5：1，因此对氮的需求相对较低，而氨氮浓度过高时便容易对厌氧微生物的活性造成影响，这也是当前采用传统厌氧反应器处理高氨氮工业废水时所遇到的关键问题之一。现有处理工艺多针对有机物去除，经过处理后废水中COD虽有大幅减少，但出水中氨氮含量仍较高，而对氨氮的高效去除尚存在一定的技术经济难度，进而成为该类工业废水达标排放的主要限制因素。

图2 不同氨氮浓度对去除率的影响Fig.2 Effect of different ammonia concentration on removal rate

2.3 污泥特性的紫外分析

本试验利用紫外-可见分光光度计对污泥的SMP、LB-EPS、TB-EPS进行了分析，结果如图 3所示。

从图3可知，0#～5#厌氧颗粒污泥SMP的吸收峰在205 nm左右，说明SMP中含有苯环物质[14-15]。而由LB-EPS的UV-Vis谱图可知，LB-EPS在205～220 nm处出现强的吸收带，表明存在双键结构且处于共轭状态[14]；随着氨氮浓度的不断增加，其吸收峰逐渐增强且发生红移，且在氨氮浓度为 1000 mg·L-1时红移更为明显，这说明在厌氧生物处理过程中，存在物质发生相互作用，改变了厌氧反应器内的微环境，从而改变了物质的最大吸收波长与结构[14]；同时在237～250 nm范围内有中等强度的吸收，说明LB-EPS中含有苯环结构[16]。而由TB-EPS的UV-Vis谱图可知，TB-EPS同样含有苯环与双键结构，约在210 nm处出现较高强度的吸收带，且随着氨氮浓度的增加，吸收峰强度逐渐增强，同样出现了明显的红移[17-18]。

2.4 污泥特性的EEM分析

厌氧生物处理过程中，所产生的类腐殖质和类蛋白物质可在特定波长光的激发下发射出不同波长的荧光，具有荧光效应，因此为了更好地评价氨氮对厌氧颗粒污泥性能的影响，本文采用 EEM 光谱分析了各厌氧装置中污泥的 SMP、LB-EPS及TB-EPS中的组分情况，结果如图4～图6所示。

图3 0#～5# SMP与EPS紫外-可见光谱分析Fig.3 UV-Vis spectra of SMP and EPS of 0# to 5#

由图4可知，在序批式试验中，0#～5#SMP的EEM光谱较为相似，出现了两个主要的荧光峰，其中荧光峰 A的中心位置EX/EM在 220～240/330～350 nm处，为简单芳香蛋白产生的荧光峰，随着氨氮底物浓度的增加，SMP中的简单芳香蛋白质含量降低，其荧光强度分别为 1013、959、756、680、671及654 au，表明随氨氮浓度升高，对合成芳香蛋白质有一定的抑制作用。荧光峰 B的中心位置EX/EM为270～280/330～360 nm，主要是类色氨酸物质的荧光所贡献，为类蛋白质物质，荧光强度较强[19-21]。随着氨氮浓度的增加，3#SMP中在EX/EM=320～350/420～450 nm 处出现了类腐殖酸的荧光峰C；4#与5#SMP中出现了荧光峰D，其中心位置在EX/EM=370～390/420～450 nm处，主要是类胡敏酸的荧光贡献；同时5#SMP中出现了类富里酸荧光峰E，其中心位置在EX/EM=260～280/440～470 nm处，说明在氨氮底物浓度较高时，厌氧颗粒污泥出现了一定程度的腐化，厌氧颗粒污泥的稳定性将受到一定的影响，不适宜再继续增大进水氨氮负荷。

通过分析比较图 5可知，0#～5#的 LB-EPS有两个明显的荧光峰，即简单芳香蛋白质荧光峰和类色氨酸荧光峰，两种蛋白质物质有利于形成与提高厌氧颗粒污泥的稳定性，从而提高厌氧颗粒污泥对废水中污染物的去除率，这与前人研究LB-EPS的结果相符[22-23]；同时在EX为320～340 nm，EM为430～450 nm处存在一个辅酶NADH荧光峰。在0#LB-EPS和1#LB-EPS中，氨氮底物浓度较低，在EX为260～270 nm，EM为450～460 nm处出现荧光峰，主要是富里酸物质的荧光贡献；增加氨氮底物浓度，富里酸物质含量降低。在0#的LB-EPS中，荧光峰中心位置EX/EM为420/470 nm处，其为辅酶F420物质产生的荧光峰，说明此时厌氧装置中的污泥活性良好；随着氨氮浓度增大，辅酶F420消失，表明高氨氮浓度对厌氧生物处理过程具有一定的抑制作用。

图6可知，TB-EPS的荧光峰强度较大，在EX/EM为 240～250/400～410 nm 处出现了紫外区类富里酸荧光峰；在EX/EM约为380/430 nm处出现荧光峰，主要是类腐殖酸荧光物质所贡献。与LB-EPS相比，TB-EPS类蛋白荧光峰发生了约20 nm发射波长的红移，发生红移多与羰基、氨基等官能团有关[24]。同时在氨氮含量为 600、800、1000 mg·L-1的厌氧装置中，EX/EM在320/400 nm处存在着可见区类富里酸荧光峰，对比LB-EPS可见区类富里酸荧光峰发生了蓝移，蓝移多是由于大分子破裂成小分子物质所导致的[25]。在TB-EPS中荧光吸收峰红移和蓝移与微生物降解的物质密切相关，这将影响污泥的活性与稳定性[26]。

图4 0#～5# SMP三维荧光分析Fig.4 EEM spectra of SMP of 0# to 5#

通过对各装置中厌氧颗粒污泥的 SMP、LB-EPS、TB-EPS进行的 EEM 光谱分析可知，在污泥的SMP与EPS中一直存在着简单芳香蛋白和类色氨酸这两大类物质，蛋白类物质在以氨氮含量为基质的厌氧生物处理过程中发挥重要作用，在一定范围内蛋白类物质含量越高，越有利于厌氧颗粒污泥形成与提高颗粒污泥的稳定性，从而为污染物的有效去除提供保障。

2.5 污泥特性的FTIR分析

FTIR光谱非常灵敏，且扫描速度迅速，为了从微观层面更为深入地了解不同氨氮浓度对厌氧颗粒污泥性能的影响，本试验对各装置中厌氧颗粒污泥SMP、LB-EPS、TB-EPS中官能团的变化情况进行了FTIR分析，结果如图7～图9所示。

图5 0#～5# LB-EPS三维荧光分析Fig.5 EEM spectra of LB-EPS of 0# to 5#

由图 7可知，不同氨氮浓度下，0#～5#厌氧颗粒污泥SMP的FTIR图谱基本一致，图中出现较明显吸收峰的波数为3470 cm-1，可推断出各装置SMP中主要含有氨基；在1460和1700 cm-1均出现明显吸收峰，表明其含有羧基；且在850 cm-1处出现波峰，表明其含有苯环的C—H面外弯曲振动[27]。

由图8可知，LB-EPS中主要含氨基、羧基，在 1100 cm-1处出现较小的吸收峰，说明其还含有苯环的C—H面内弯曲振动；在850 cm-1处出现较小的吸收峰，说明其含有苯环的C—H面外弯曲振动；在1450与1560 cm-1处出现较小的吸收峰，所代表的官能团为酰胺Ⅱ（蛋白质肽键）；在 1675 cm-1处出现较小的吸收峰，该振动类型为伸缩振动，官能团为酰胺Ⅰ（蛋白质肽键）[28]。对比图8中0#～5#曲线可知，当氨氮浓度为1000 mg·L-1时，在 1400 cm-1处出现了较大的吸收峰，表明氨氮浓度越大，LB-EPS中存在的羧酸较多；同时3460～3100 cm-1的吸收峰以及1560～1670 cm-1处出现了非常明显的双峰，表明此时LB-EPS中的蛋白结构发生了改变，可见LB-EPS中蛋白的种类会影响厌氧颗粒污泥的特性，进而对其除污的效能造成影响[29-30]。

图6 0#～5# TB-EPS三维荧光分析Fig.6 EEM spectra of TB-EPS of 0# to 5#

图7 0#～5# SMP傅里叶红外分析Fig.7 FTIR spectra of SMP of 0# to 5#

图8 0#～5# LB-EPS傅里叶红外分析Fig.8 FTIR spectra of LB-EPS of 0# to 5#

由图9可知，TB-EPS的FTIR谱图在波数为3500 cm-1出现明显的吸收峰，说明反应器TB-EPS中含有较多的氨基；在谱图1400 cm-1出现吸收峰，表明 TB-EPS中同时存在羧基；同时在 1100 cm-1处出现较小的吸收峰，表明其还含有苯环的 C—H面内弯曲振动[14]。通过对比图9可知，在5#TB-EPS中，在848 cm-1处代表苯环物质的吸收峰增强，同时1400～1470 cm-1处代表羧酸物质的吸收峰变为了双峰，表明高浓度氨氮对TB-EPS中的官能团造成了一定的影响。由此可见，在厌氧反应器的运行过程中，可利用 FTIR对其中的厌氧颗粒污泥LB-EPS与TB-EPS的组分进行定期分析，从而掌握污泥的状态，继而为保障厌氧反应器的良好运行提供一定的依据。

图9 0#～5# TB-EPS傅里叶红外分析Fig.9 FTIR spectra of TB-EPS of 0# to 5#

3 结 论

（1）在序批式试验中，随着进水氨氮负荷的增大，厌氧颗粒污泥对氨氮去除率明显降低，对COD去除率影响不大。

（2）随着进水氨氮浓度的增加，LB-EPS与TB-EPS的 UV-Vis谱图中的吸收峰发生红移；在FTIR谱图中，TB-EPS的羧酸物质及LB-EPS的氨基吸收峰变为双峰；LB-EPS的 EEM 谱图中辅酶F420吸收峰消失，厌氧颗粒污泥EPS的含量与组分的变化影响了其对废水中污染物的去除效能。

（3）厌氧颗粒污泥的理化特性直接影响其对污染物的去除效能，通过UV-Vis、FTIR、EEM谱图可对厌氧颗粒污泥的SMP、EPS进行分析，从而对厌氧颗粒污泥的理化特性进行较为全面的了解。

[1]闫立龙,王晓辉,梁海晶,等.UASB去除猪场废水有机物影响因素研究[J].安全与环境学报,2013,13(3)：61-65.YAN L L,WANG X H,LIANG H J,et al.On the factors influencing COD removal in pigsty sewage by UASB[J].Journal of Safety &Environment,2013,13(3)：61-65.

[2]邢波,章燕,王志荣,等.水力剪切条件对 IC工艺处理猪场废水的影响[J].中国沼气,2012,30(5)：19-25.XING B,ZHANG Y,WANG Z R,et al.Effect of hydraulic shear on the IC process for piggery wastewater treatment[J].China Biogas,2012,30(5)：19-25.

[3]GULHANE M,PANDIT P,KHARDENAVIS A,et al.Study of microbial community plasticity for anaerobic digestion of vegetable waste in anaerobic baffled reactor [J].Renewable Energy,2017,101：59-66.

[4]陈亚坤,陈繁荣,李翔宇.部分硝化-厌氧氨氧化反应器处理养猪场废水的模拟试验研究[J].水处理技术,2013,39(9)：104-108.CHEN Y K,CHEN F R,LI X Y.The research on the simulator of the partial nitrification-anammox reactor for treatment of piggery wastewater[J].Technology of Water Treatment,2013,39(9)：104-108.

[5]YENIGUN O,DEMIREL B.Ammonia inhibition in anaerobic digestion：a review[J].Process Biochemistry,2013,48：901-911.

[6]DRENNAN M F,DISTEFANO T D.High solids co-digestion of food and landscape waste and the potential for ammonia toxicity[J].Waste Management,2014,34：1289-1298.

[7]CHEN X,YAN W,SHENG K,et al.Comparison of high-solids to liquid anaerobic co-digestion of food waste and green waste[J].Bioresource Technology,2014,154：215-221.

[8]NIELSEN H B,ANGELIDAKI I.Strategies for optimizing recovery of the biogas process following ammonia inhibition[J].Bioresource Technology,2008,99：7995-8001.

[9]HAO L P,BIZE A,CONTEAU D,et al.New insights into the key microbial phylotypes of anaerobic sludge digesters under different operational conditions[J].Water Research,2016,102：158-169.

[10]RICO C,MONTES J A,RICO J L.Evaluation of different types of anaerobic seed sludge for the high rate anaerobic digestion of pig slurry in UASB reactors[J].Bioresource Technology,2017,238：147-156.

[11]MA J Y,QUAN X C,SI X R,et al.Responses of anaerobic granule and fl occulent sludge to ceria nanoparticles and toxic mechanisms[J].Bioresource Technology,2013,149：346-352.

[12]赵博玮,李建政,邓凯文,等.木质框架土壤渗滤系统处理养猪废水厌氧消化液的效能[J].化工学报,2015,66(6)：2248-2255.ZHAO B W,LI J Z,DENG K W,et al.Efficiency of wood-chip-framework soil infiltration system in treating anaerobically digested swine wastewater [J].CIESC Journal,2015,66(6)：2248-2255.

[13]ZHANG W J,CAO B D,WANG D H,et al.Influence of wastewater sludge treatment using combined peroxyacetic acid oxidation and inorganic coagulants re-flocculation on characteristics of extracellular polymeric substances (EPS)[J].Water Research,2016,88：728-739.

[14]RAJAGOPAL R,MASSE D I,SINGH G.A critical review on inhibition of anaerobic digestion process by excess ammonia[J].Bioresource Technology,2013,143：632-641.

[15]高军,陈莹莹,李建.氨氮浓度对剩余污泥高温固态厌氧消化的影响[J].现代农业科技,2013,3：252-253.GAO J,CHEN Y Y,LI J.Ammonia nitrogen concentration on the influence of high temperature solid anaerobic digestion sludge [J].Modern Agricultural Science and Technology,2013,3：252-253.

[16]LENZ S,BOHM K,OTTNER R,et al.Determination of leachate compounds relevant for landfill aftercare using FT-IR spectroscopy[J].Waste Management,2016,55：321-329.

[17]吴江,陈波水,方建华,等.氧化前后生物柴油的红外和紫外光谱分析[J].石油学报,2014,30(2)：262-265.WU J,CHEN B S,FANG J H,et al.FT-IR and UV spectral analysis of biodiesel before and after oxidation[J].Acta Petrolei Sinica,2014,30(2)：262-265.

[18]王一兵,吴卫红,陈植成,等.傅里叶变换红外光谱法和紫外-可见谱线组法分析广西特产罗汉果[J].光谱实验室,2009,26(4)：907-911.WANG Y B,WU W H,CHEN Z C,et al.Qualitative analysis of dry-fruit of Siraitia Grosvenorii by FTIR and UV-Vis spectrometry[J].Chinese Journal of Spectroscopy Laboratory,2009,26(4)：907-911.

[19]杨晓明,张朝晖,王亮,等.MIEX和 PAC对微污染水源水的水质净化效果比较[J].化工学报,2016,67(4)：1505-1511.YANG X M,ZHANG C H,WANG L,et al.Comparison of purification of micropolluted source water by MIEX and PAC[J].CIESC Journal,2016,67(4)：1505-1511.

[20]ZHANG Z S,GUO L,WANG Y,et al.Degradation and transformation of extracellular polymeric substances (EPS) and dissolved organic matters (DOM) during two-stage anaerobic digestion with waste sludge[J].International Journal of Hydrogen Energy,2017,42：9619-9629.

[21]SHI Y H,HUANG J H,ZENG G M,et al.Exploiting extracellular polymeric substances (EPS) controlling strategies for performance enhancement of biological wastewater treatments：an overview[J].Chemosphere,2017,180：396-411.

[22]TU X,SU B S,LI X M.Characteristics of extracellular fluorescent substances of aerobic granular sludge in pilot-scale sequencing batch reactor[J].Journal of Central South University,2010,17：522-528.

[23]ZHU L,QI H,LV M,et al.Component analysis of extracellular polymeric substances (EPS) during aerobic sludge granulation using FTIR and 3D-EEM technologies[J].Bioresource Technology,2012,124：455-459.

[24]CHEN J,GU B,LEBOEUF E J,et al.Spectroscopic characterization of the structural and functional properties of natural organic matter fractions[J].Chemosphere,2002,48：59-68.

[25]ZHU L,ZHOU J,LV M,et al.Specific component comparison of extracellular polymeric substances (EPS) in flocs and granular sludge using EEM and SDS-PAGE[J].Chemosphere,2015,121：26-32.

[26]BADIREDDY A R,CHELLAM S,GASSMAN P L,et al.Role of extracellular polymeric substances in bioflocculation of activated sludge microorganisms under glucose-controlled conditions[J].Water Research,2010,44：4505-4516.

[27]MULLER T,WALTER B,WIRTZ A,et al.Ammonium toxicity in bacteria[J].Current Microbiology,2006,52：400-406.

[28]刘芳,张万钦,吴树彪,等.厌氧发酵中挥发酸含量与碳酸氢盐碱度的滴定法修正[J].农业机械学报,2013,44(9)：91-96.LIU F,ZHANG W Q,WU S B,et al.Titration method for total inorganic carbon and volatile fatty acids determination in anaerobic digestion[J].Journal of Agricultural Machinery,2013,44(9)：91-96.

[29]陈芳妮,孙晓君,魏金枝,等.磁性三乙烯四胺氧化石墨烯对Cu2+的吸附行为[J].化工学报,2016,67(5)：1949-1956.CHEN F N,SUN X J,WEI J Z,et al.Adsorption behavior of magnetic triethylene tetramine-graphene oxide nanocomposite for Cu2+[J].CIESC Journal,2016,67(5)：1949-1956.

[30]MIAO L Z,WANG C,HOU J,et al.Response of wastewater bio fi lm to CuO nanoparticle exposure in terms of extracellular polymeric substances and microbial community structure[J].Science of the Total Environment,2017,579：588-597.

date:2017-05-10.

SU Chengyuan,suchengyuan2008@126.com

supported by the National Natural Science Foundation of China (51641803,51768009) and the Natural Science Foundation of Guangxi (2015GXNSFAA139267).

Effects of ammonia concentration on physico-chemical characteristics of anaerobic granular sludge

SU Chengyuan1,2,LU Yuxiang1,QIN Jingjing1,HUANG Mei1,ZHENG Peng1,LIN Xiangfeng1,HUANG Zhi1
(1School of Environment and Resources,Guangxi Normal University,Guilin541004,Guangxi,China;2Key Laboratory of Ecology of Rare and Endangered Species and Environmental Protection,Ministry of Education,Guilin541004,Guangxi,China)

The effects of variable ammonia concentration on the removal efficiency of organic matter and ammonia nitrogen were examined by conducting sequencing batch experiments.Meanwhile,the soluble microbial products (SMP),loosely bound extracellular polymers (LB-EPS),and tightly bound extracellular polymers(TB-EPS) of anaerobic granular sludge were analyzed by using ultraviolet-visible spectroscopy (UV-Vis),excitation emission matrix fluorescence spectroscopy (EEM),and Fourier transform infrared spectroscopy (FTIR).The results demonstrated that the removal rate of COD reduced from 94.19% to 93.33% by anaerobic granular sludge,when the influent concentration of ammonia nitrogen reached to 1000 mg·L-1,which indicated that anaerobic granular sludge had an insignificant impact on the removal efficiency of COD.However,at the same time,the removal rate of ammonia nitrogen substantially decreased from 40.6% to 7.9%,due to its influent concentration.UV-Vis spectra analysis showed that a strong absorption band appeared at 205—210 nm scope of the LB-EPS and TB-EPS,and it was demonstrated that the LB-EPS and TB-EPS contained benzene ring and double bond structure.EEM spectra analysis showed that with increase of concentration of ammonia nitrogen,the intensity of aromatic protein adsorption peak decreased in the SMP,and the humic acid adsorption peak atEX/EM=370—390/420—450 nm enhanced.For the LB-EPS,the coenzyme F420absorption peak disappeared.It was illustrated that high concentration of ammonia nitrogen had an adverse effect on the activity of methanogens.In addition,the protein-like fluorescence peak in the TB-EPS has occurred red shift.At the ammonia nitrogen concentration of 1000 mg·L-1,it was showed the existence of carboxyl in the LB-EPS.By using UV-Vis,FTIR and EEM spectra,the SMP,LB-EPS and TB-EPS of anaerobic granular sludge were analyzed comprehensively,which could provide scientific reference for the operation of anaerobic reactor.

anaerobic；ammonia；stability；extracellular polymeric substances；wastewater

X 703.1

A

0438—1157（2017）12—4784—09

10.11949/j.issn.0438-1157.20170588

2017-05-10收到初稿，2017-07-06收到修改稿。

联系人及第一作者：宿程远（1981—），男，博士，副教授。

国家自然科学基金项目（51641803,51768009）；广西自然科学基金项目（2015GXNSFAA139267）。