生活污水對成熟厭氧氨氧化顆粒污泥的影響

高夢佳，王淑瑩，王衫允，彭永臻

?

生活污水對成熟厭氧氨氧化顆粒污泥的影響

高夢佳1，王淑瑩1，王衫允2，彭永臻1

（1國家工程實驗室，北京工業大學北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124；2哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室，黑龍江哈爾濱 150090）

部分短程硝化和厭氧氨氧化技術的研究主要集中在高氨氮廢水方面，對低氨氮濃度生活污水的研究相對較少。使經過除碳和部分短程硝化后的實際生活污水進入厭氧氨氧化UASB反應器，探究生活污水對成熟厭氧氨氧化顆粒污泥的影響。結果表明，當厭氧氨氧化UASB反應器的進水由配水變為生活污水后，反應器出水中氨氮濃度可降到5 mg·L-1以下，亞硝態氮濃度可降到1 mg·L-1以下，但是硝態氮的生成量高于理論值，可能是溶解氧被帶入UASB反應器使硝化作用增強。UASB反應器內厭氧氨氧化污泥顏色由紅色變為紅黑色，T-EPS含量減少，PN/PS由1.13增大到3.66，沉降性變好，反應器內污泥中厭氧氨氧化菌所占比例由17.7%減少為14.4%，系統內AOB和NOB菌的含量增加，如果能夠降低進入UASB反應器的溶解氧，有可能會減少出水硝氮，達到較好總氮去除效果。

生活污水；厭氧氨氧化；UASB；顆粒污泥；EPS

引 言

部分短程硝化和厭氧氨氧化工藝因其節約能源和碳源的優勢被認為是具有發展前景的可持續污水處理技術[1-4]，但是相關研究主要集中在垃圾滲濾液、污泥消化液等高溫高氨氮廢水方面[5-9]，對低氨氮濃度的生活污水的研究尚少[10-12]。王凱等[13]進行了短程硝化聯合厭氧氨氧化處理垃圾滲濾液的研究，呂鑑等[14]用半短程硝化-厭氧氨氧化技術處理污泥消化液，Liang等[15]采用部分短程硝化和厭氧氨氧化技術處理半導體廢水，周德鈞[16]用短程硝化-厭氧氨氧化工藝處理模擬氨氮廢水，但是有關利用部分短程硝化和厭氧氨氧化技術處理低氨氮濃度的城市生活污水的研究并不多，用實際生活污水沖擊配水培養的顆粒污泥的相關研究更為少見。

本文將生活污水進行部分短程硝化，然后通入厭氧氨氧化UASB反應器內，反應器內厭氧氨氧化污泥為用配水培養好的成熟顆粒污泥，通過出水效果和污泥的形態、EPS含量，以及分子生物學方面的分析，探究生活污水對配水培養的厭氧氨氧化顆粒污泥的影響以及部分短程硝化聯合厭氧氨氧化工藝處理城市生活污水的可行性。目前，短程硝化聯合厭氧氨氧化工藝處理生活污水存在短程被破壞、厭氧氨氧化污泥對生活污水的復雜水質難以適應等問題，通過本文的研究，可以了解到以配水培養的厭氧氨氧化顆粒污泥能否實現處理生活污水，以及過程中需要注意的問題，為厭氧氨氧化UASB工藝的實際應用提供參考。

1 試驗材料與方法

1.1 運行工藝及試驗設計

本試驗采用部分短程硝化和厭氧氨氧化的工藝，裝置如圖1，從左至右依次為原水箱(1)、部分短程硝化SBR反應器(2)、調節水箱(3)、厭氧氨氧化UASB反應器(4)，生活污水從原水箱進入SBR反應器進行部分短程硝化，出水進入調節水箱后通入UASB反應器進行厭氧氨氧化反應，然后排出。原水箱的有效體積為30 L，部分短程硝化SBR反應器的體積為13 L，調節水箱的體積為30 L，厭氧氨氧化UASB反應器的有效容積為5 L。部分短程硝化反應器的排水比為60%，一個周期為5.25 h，其中進水15 min，厭氧攪拌0.5 h，然后曝氣4 h，控制溶解氧小于 2.5 mg·L-1，之后沉淀20 min，排水10 min，一天4周期，污泥濃度為0.6 g vss?L-1。厭氧氨氧化UASB反應器運行溫度控制在(30±0.5)℃，進水流量為3.13 ml·min-1，污泥濃度為5.5 g vss·L-1。生活污水的氨氮含量為50～60 mg·L-1，亞硝態氮和硝態氮含量小于1 mg·L-1，磷含量為5～6 mg·L-1，COD含量為150～200 mg·L-1。由于部分短程SBR反應器的出水不穩定，為防對厭氧氨氧化污泥造成較大不良影響，通過人工調節使UASB反應器進水中NO-2-N/NH+4-N在1.0～1.32之間，同時UASB反應器的進水中NH+4-N和NO-2-N濃度均在25～40 mg·L-1之間，NO-3-N濃度小于5 mg·L-1，COD含量小于40 mg·L-1。

1.2 EPS的提取和測定方法

將UASB反應器內的污泥取出，平均分為兩份（將污泥混勻后分為等體積的兩份），一份用于測定MLSS和MLVSS，一份用于提取和測定EPS。將所取泥樣用pH=7的緩沖液（1.3 mmol·L-1Na3PO4，2.7 mmol·L-1NaH2PO4，6 mmol·L-1NaCl和0.7 mmol·L-1KCl）稀釋至一定體積，在20 kHz和480 W的條件下超聲10 min，于20000離心20 min，取上清液[17]。分別采用福林酚法和蒽酮比色法測定所取上清液的蛋白質、多糖含量，EPS取上清液的蛋白質、多糖含量總和。

1.3 高通量的測定方法

首先進行基因組DNA的提取，設計并合成引物接頭，然后進行PCR擴增和產物純化，以及PCR產物定量和均一化，構建Miseq文庫和Miseq高通量測序。對原始測序數據進行過濾處理，得到優化序列，在去除嵌合體序列后進行OTU聚類分析，對OTU的代表序列作分類學分析，基于分類學信息，在各個分類水平上進行群落結構的統計分析，從而得知污泥中各個菌種的序列數以及百分含量。

1.4 理化指標測定方法

水樣經過0.45 μm濾紙過濾后測定NH+4-N、NO-2-N和NO-3-N，采用美國LACHAT公司QuikChem8500 Series2流動注射分析儀；混合液污泥濃度（MLSS）：濾紙稱重法；揮發性污泥質量濃度（MLVSS）采用馬弗爐灼燒重量法測定；對厭氧氨氧化UASB反應器內顆粒污泥的觀察采用Olympus_BX 51型相差顯微鏡。

2 試驗結果與討論

2.1 生活污水對厭氧氨氧化UASB反應器氮去除效果的影響

由表1可知UASB反應器進水為配水時，出水氨氮可以降到3 mg·L-1以下，亞硝態氮可降到1 mg·L-1以下，氨氮去除率達到90%以上，亞硝態氮去除率接近100%，總氮去除率達到79%以上，出水效果好。在此基礎上使生活污水經過除碳和部分短程硝化進入UASB反應器，從圖2中可以看出反應器進水氨氮和亞硝態氮濃度基本在20～35 mg·L-1之間，硝態氮濃度基本在0～7 mg·L-1之間，屬于典型的低氨氮生活污水。出水中氨氮和亞硝態氮含量較低，其中氨氮基本可以降到5 mg·L-1以下，亞硝態氮可以降到1 mg·L-1以下，但是硝態氮含量較高，可能是由于硝化細菌的作用，使硝態氮生成量增加。由圖3可知，UASB反應器的氨氮去除率可以達到80%以上，亞硝態氮去除率接近100%，總氮去除率在60%以上，可見，系統的氨氮和亞硝態氮去除率較高，而由于出水的硝態氮含量較高，影響了總氮去除率。

表1 進水為配水時UASB反應器的出水效果

可見，當厭氧氨氧化UASB反應器的進水由配水變為生活污水時，仍能保持好的氨氮和亞硝態氮的去除效果。但是系統的硝態氮生成量比理論值高，總氮去除率略有下降趨勢，而生活污水在曝氣之前溶解氧濃度在0.5 mg·L-1以下，經過曝氣后在0.5～1.5 mg·L-1之間，因此推測可能是由于亞硝化時進行曝氣后一部分溶解氧被帶入UASB反應器，使反應器內的硝化作用增強，并對厭氧氨氧化菌有一定的抑制作用[2]，一部分亞硝態氮被直接氧化為硝態氮[18]，從而使產生的硝態氮增多，總氮去除率有所下降，如果采用氮氣吹脫去除UASB反應器內溶解氧可能會減少硝態氮的產生量[19]，提高總氮去除率。

2.2 厭氧氨氧化污泥形態和表面特征的變化情況

在以配水培養的厭氧氨氧化顆粒污泥通入生活污水之前以及通入生活污水85 d后分別進行顯微鏡觀測，結果如圖4所示。由UASB反應器內顆粒污泥的顯微鏡照片可以看出由配水培養的顆粒污泥呈紅色，由生活污水培養的污泥呈紅黑色，從圖4中可以看出當污泥粒徑大于2 mm時，用配水和生活污水培養的顆粒污泥顏色差別更為明顯，可能是由于用配水培養的厭氧氨氧化菌的細胞色素中Fe多呈二價態，而用生活污水培養的厭氧氨氧化菌的細胞色素中Fe多呈三價態，使生活污水培養的厭氧氨氧化顆粒污泥的顏色比配水培養的污泥深[20]。

2.3 生活污水對UASB反應器內污泥EPS含量的影響

由生活污水和配水培養的污泥的EPS含量（見表2）可知，生活污水培養的污泥T-PN含量比配水培養的污泥略低，T-PS含量比配水培養的污泥降低較多，因而T-EPS含量配水培養的污泥也高于生活污水培養的污泥，另外，配水培養污泥的PN/PS為1.13，而生活污水培養的污泥PN/PS為3.66，生活污水培養的污泥PN/PS較高。

表2 配水和生活污水培養污泥的EPS含量

EPS 中的多糖含有較高比例的親水性基團[21]，多糖含量越高，意味著污泥表面親水性越強。EPS 中的蛋白質主要影響顆粒相對疏水性和表面電荷[22]，蛋白質含量增加使得污泥疏水性增強。由于疏水性的增加可降低細胞表面自由能，所以疏水性的增強將加強細胞間的親和力，細菌之間的黏附性能也隨之增加[23]，有利于形成致密穩定的顆粒結構。因此EPS中蛋白質與多糖的比值越高，意味著顆粒污泥沉降性能越好。由于生活污水培養的污泥的PN/PS值明顯高于由配水培養的污泥，可以推測生活污水培養的污泥沉降性能好于由配水培養的污泥，由實驗測得，配水培養的污泥SVI平均值為21.45 mg·L-1(21.20～21.70 mg·L-1)，生活污水培養的污泥SVI平均值為 18.97 mg·L-1(18.67～19.27 mg·L-1)。因此可知生活污水培養的污泥的沉降性好于由配水培養的污泥（paired-sample T-test,<0.05），良好的沉降性可以使污泥在反應器內高度持留，對保持厭氧氨氧化脫氮的高效和穩定非常關鍵[24]。

2.4 生活污水對UASB反應器內污泥微生物含量變化的影響

從圖5中可知以配水為進水時，UASB反應器內污泥所含微生物Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Chlorobi、Bacteroidetes門所占比例分別為27.87%、21.66%、22.22%、4.84%、8.06%；以生活污水為進水時，UASB反應器內污泥所含微生物Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Chlorobi、Bacteroidetes門所占比例分別為21.20%、19.61%、18.96%、12.14%、6.42%。可見，進水由配水變為生活污水后，反應器內污泥所含微生物的Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Bacteroidetes門含量均有所減少，但是都減少得不多，而Chlorobi門含量有所增加。

Candidatus被認為是厭氧氨氧化菌最主要的菌種，屬于Planctomycetes門[25]，從圖6可以看出在進水由配水變為生活污水后，菌種所占比例由17.7%減少為14.4%，可見，在反應器的進水由配水變為生活污水后，反應器內污泥中厭氧氨氧化菌所占比例有所減少。Chloroflexi和Bacteroidetes門與污泥顆粒的形成有關[26-27]，UASB反應器內污泥多為顆粒，Chloroflexi和Bacteroidetes門微生物可以促進顆粒的形成，從而有利于污泥的持留。Chlorobi門與Proteobacteria和Bacteroidetes門微生物有積極的互動作用[28]，在厭氧氨氧化系統中為常見的門[29]。Proteobacteria門包含菌種，菌種為反硝化菌，反應器內存在反硝化菌可能是由于反應器內細菌細胞的溶解和破裂為反硝化菌提供了碳源[25,30]。

Ⅰ—uncultured bacteria; Ⅱ—bacteria; Ⅲ—bacteria; Ⅳ—bacteria

菌種和菌種屬于AOB（ammonia-oxidizing bacteria），菌種屬于NOB（nitrite-oxidizing bacteria），在相同條件下分別測定以配水和生活污水為進水時污泥中菌種的序列數（見圖6），可以看出反應器的進水由配水變為生活污水后，這3個菌種的數量都有所增多，系統內的硝化作用變強，反應器出水的硝態氮含量增多可能與此有關。

總之，在進水由配水變為生活污水以后，反應器內污泥中厭氧氨氧化菌所占比例略有減少，可能是由于生活污水內基質含量變化大，對厭氧氨氧化菌的生存起到了一定的不利影響。而系統內AOB和NOB菌的含量增加了，這不利于總氮的去除，如果采用向UASB反應器內通入氮氣的方法降低溶解氧，避免硝化細菌的增多，可能會減少系統內硝態氮的生成量，并使總氮去除率升高。

3 結 論

（1）當厭氧氨氧化UASB反應器的進水由配水變為生活污水時，出水氨氮濃度可降到5 mg·L-1以下，亞硝態氮濃度可降到1 mg·L-1以下，但是硝態氮的生成量高于理論值，可能是部分短程硝化進行曝氣時一部分溶解氧被帶入UASB反應器，使反應器內的硝化作用增強的結果。

（2）UASB反應器內厭氧氨氧化污泥在進水由配水變為生活污水后，顏色由紅色變為紅黑色，污泥粒徑越大，顏色差別越明顯，并且污泥的T-EPS含量減少，其中T-PS含量減少較多，PN/PS由1.13增大到3.66，生活污水培養的污泥沉降性能好于由配水培養的污泥。

（3）在進水由配水變為生活污水后，反應器內污泥中厭氧氨氧化菌所占比例由17.7%減少為14.4%，系統內AOB和NOB的含量增加，如果進一步去除UASB反應器內的溶解氧來避免硝化細菌的增多，可能會減少系統內硝態氮的生成量，更有利于總氮的去除，并更好地實現部分短程硝化聯合厭氧氨氧化處理城市生活污水。

References

[1] SCHMIDT I, SLIEKERS O, SCHMID M,. New concepts of microbial treatment processes for the nitrogen removal in wastewater[J]. FEMS Microbiology Reviews, 2003, 27(4): 481-492.

[2] 盧健聰, 高大文, 孫學影. 基于能源回收的城市污水厭氧氨氧化生物脫氮新工藝[J]. 環境科學, 2013, 34(4): 1435-1441. LU J C, GAO D W, SUN X Y. A novel municipal wastewater treating process for energy production and autotrophic nitrogen removal based on ANAMMOX[J]. Environmental Science, 2013, 34(4): 1435-1441.

[3] LAN C J, KUMAR M, WANG C C,. Development of simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) process in a sequential batch reactor[J]. Bioresource Technology, 2011, 102: 5514-5519.

[4] 馬斌, 張樹軍, 王俊敏, 等. A /O + Anammox 工藝處理低C /N城市污水的脫氮性能[J]. 中南大學學報(自然科學版), 2011, 42(8): 2526-2530. MA B, ZHANG S J, WANG J M,. Performance of nitrogen removal from municipal wastewater in A/O+Anammox system[J]. Journal of Central South University (Science and Technology), 2011, 42(8): 2526-2530.

[5] WANG C C, LEE P H, KUMAR M,. Simultaneous partial nitrification, anaerobic ammonium oxidation and denitrification (SNAD) in a full-scale landfill-leachate treatment plant[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 175(1/2/3): 622-628.

[6] SUNJA C, YOSHITAKA T, NAOKI F,. Nitrogen removal performance and microbial community analysis of an anaerobic up-flow granular bed anammox reactor[J]. Chemosphere, 2010, 78(9): 1129-1135.

[7] SEN Q, RYUICHI K, TAKASHI N,. Partial nitrification treatment for high ammonium wastewater from magnesium ammonium phosphate process of methane fermentation digester liquor[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2010, 109(2): 124-129.

[8] MIAO L, WANG S Y, CAO T H,. Advanced nitrogen removal from landfill leachateAnammox system based on Sequencing Biofilm Batch Reactor (SBBR): effective protection of biofilm [J]. Bioresource Technology, 2016, 220: 8-16.

[9] 吳莉娜, 徐瑩瑩, 史梟, 等. 短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝深度處理垃圾滲濾液[J]. 環境科學研究, 2016, 29(4): 587-593. WU L N, XU Y Y, SHI X,. Advanced treatment of landfill leachate by combined process of partial nitrification and anaerobic ammonium oxidation[J]. Research of Environmental Sciences, 2016, 29(4): 587-593.

[10] LI X J, SUN S, BADGLEY B D,. Nitrogen removal by granular nitritationeanammox in an upflow membrane-aerated biofilm reactor[J]. Water Research, 2016, 94: 23-31.

[11] 付昆明, 仇付國, 左早榮. 厭氧氨氧化技術應用于市政污水處理的前景分析[J]. 中國給水排水, 2015, 31(4): 8-13. FU K M, CHOU F G, ZUO Z R. Prospective analysis of application of anaerobic ammonia oxidation technology to municipal wastewater treatment[J]. China Water & Wastewater, 2015, 31(4): 8-13.

[12] VLAEMINCK S E, CLIPPELEIR D H, VERSTRAETE W. Microbial resource management of one-stage partial nitritation/anammox[J]. Microbiol Biotechnol, 2012, 5(3): 433-448.

[13] 王凱, 王淑瑩, 朱如龍, 等.短程硝化聯合厭氧氨氧化處理垃圾滲濾液的啟動[J]. 中南大學學報(自然科學版), 2013, 44(5): 2136-2143.WANG K, WANG S Y, ZHU R L,. Start-up of short-term nitrification/ANAMMOX process for treatment of landfill leachate[J]. Journal of Central South University (Science and Technology), 2013, 44(5): 2136-2143.

[14] 呂鑑, 孟凡能, 張樹軍, 等. 半短程硝化-厭氧氨氧化處理污泥消化液的脫氮研究[J]. 北京工業大學學報, 2011, 37(11): 1738-1742. Lü J, MENG F N, ZHANG S J,. Study on half-nitrosofication-ANAMMOX process for treatment of reject water[J]. Journal of Beijing University of Technology, 2011, 37(11): 1738-1742.

[15] LIANG Y C, DAVEREY A, HUANG Y T,. Treatment of semiconductor wastewater using single-stage partial nitrification and anammox in a pilot-scale reactor[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2016, 63: 236-242.

[16] 周德鈞. 短程硝化-厭氧氨氧化工藝處理模擬氨氮廢水[D]. 廣州: 華南理工大學, 2012. ZHOU D J. Study on the partial nitrification-ANAMMOX for treatment of ammonia wastewater[D]. Guangzhou: South China University of Technology, 2012.

[17] LI X L, PENG Y Z, REN N Q. Effect of temperature on short chain fatty acids (SCFAs) accumulation and microbiological transformation in sludge alkaline fermentation with Ca(OH)2adjustment[J]. Water Research, 2014, 61: 34-45.

[18] JOSS A, DERLON N, CYPRIEN C,. Combined nitritationanammox: advances in understanding process stability[J]. Environ. Sci. Technol., 2011, 45: 9735-9742.

[19] 任玉輝, 王科, 李相昆, 等. 常溫低基質下堿度和溶解氧對厭氧氨氧化的影響[J]. 環境科學, 2014, 35(11): 4218-4223.REN Y H, WANG K, LI X K,. Influence of alkalinity and DO on ANAMMOX bioreactor at normal temperature and low substrate concentration[J]. Environmental Science, 2014, 35(11): 4218-4223.

[20] 康達, 鄭平, 胡倩怡. 厭氧氨氧化結構體、形態與功能[J].化工學報, 2016, 67(10): 4040-4046. KANG D, ZHENG P, HU Q Y. Structure, morphology and function of Anammox granular sludge[J]. CIESC Journal, 2016, 67(10): 4040-4046.

[21] 吳永昌, 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. WU Y C, WANG R D, PENG Y Z. Granular Sludge Technology of Wastewater Treatment: Principles and Applications[M]. Beijing: China Architecture & Building Press, 2011.

[22] 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.LIU L, REN T T, XU D Q,. Cultivation and characteristics of the high strength aerobic granular sludge[J]. China Environmental Science, 2008, 28(4): 360-364.

[23] SANIN 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.

[24] 宋成康, 王亞宜, 韓海成, 等. 溫度降低對厭氧氨氧化脫氮效能及污泥胞外聚合物的影響[J]. 中國環境科學, 2016, 36(7): 2006-2013. SONG C K, WANG Y Y, HAN H C,. Effect of decreasing temperature on the performance and extracellular polymer substance of anaerobic ammonia oxidation sludge[J]. China Environmental Science, 2016, 36(7): 2006-2013.

[25] CAO S B, DU R, LI B K. High-throughput profiling of microbial community structures in an ANAMMOX-UASB reactor treating high-strength wastewater[J]. Appl. Microbiol. Biotechnol., 2016, 100: 6457-6467.

[26] GAO D W, LIU L, LIANG H,. Aerobic granular sludge: characterization, mechanism of granulation and application to wastewater treatment[J]. Crit. Rev. Biotechnol., 2011, 31(2): 137-152.

[27] BEATRIZ F G, MICHAEL R, MARGARETE S,. Ecology of marine Bacteroidetes: a comparative genomics approach[J]. ISME J., 2013, 7(5): 1026-1037.

[28] PARK H, ROSENTHAL A, RAMALINGAM K,. Linking community profiles, gene expression and N-removal in anammox bioreactors treating municipal anaerobic digestion reject water[J]. Environ. Sci. Technol., 2010, 44: 6110-6116.

[29] SHU D T, HE Y L, YUE H,. Metagenomic insights into the effects of volatile fatty acids on microbial community structures and functional genes in organotrophic anammox process[J]. Bioresource Technology, 2015, 196: 621-633.

[30] NI B J, FANG F, RITTMANN B E,. Modeling microbial products in activated sludge under feast-famine conditions[J]. Environ. Sci. Technol., 2009, 43(7): 2489-2497.

Impact of domestic sewage on mature anammox granular sludge

GAO Mengjia1, WANG Shuying1, WANG Shanyun2, PENG Yongzhen1

(1National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China;2State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, Heilongjiang, China)

The studies of partial nitrification and anaerobic ammonium oxidation(anammox) mainly focus on high ammoniacal concentration effiuents. A few research about domestic sewage of low ammonia nitrogen concentration was reported. The domestic sewage was pumped into the UASB reactor after carbon removal and partial nitrification to explore the impact of domestic sewage on mature anammox granular sludge. The results showed that the concentrations of NH+4-N and NO-2-N in effluent were below 5 mg·L-1and 1 mg·L-1, respectively when the inflow became domestic sewage. But the NO-3-N concentration was higher than the theoretical value because the increased dissolved oxygen enhanced nitrification. The color of anammox sludge in UASB reactor changed from light red to dark red. The T-EPS content of sludge decreased and the PN/PS value increased from 1.13 to 3.66. The settleability of the sludge turned better. The percentage ofbacteria in the sludge decreased from 17.7% to 14.4%. The ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria contents in the sludge increased. If dissolved oxygen into the UASB reactor can be reduced, the NO-3-N concentration in effluent may decrease and total nitrogen removal efficiency may be higher.

domestic sewage; anaerobic ammonium oxidation(ANAMMOX); UASB; granular sludge; EPS

10.11949/j.issn.0438-1157.20161681

X 703.1

A

0438—1157（2017）05—2066—08

王淑瑩。

高夢佳（1992—），女，碩士研究生。

國家自然科學基金項目(51478013)；北京市教委資助項目。

2016-11-28收到初稿，2017-01-25收到修改稿。

2016-11-28.

Prof. WANG Shuying, wsy@bjut.edu.cn

supported by the National Natural ScienceFoundation of China (51478013) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.