粉煤灰對硫酸鹽型厭氧氨氧化馴化過程的影響

蔣永榮，秦永麗，劉可慧，

1. 桂林電子科技大學生命與環境科學學院，廣西 桂林 541004；2. 桂林電子科技大學后勤處，廣西 桂林 541004；3. 巖溶生態與環境變化研究廣西高校重點實驗室，廣西 桂林 541004

粉煤灰對硫酸鹽型厭氧氨氧化馴化過程的影響

蔣永榮1，秦永麗2，劉可慧1，3*

1. 桂林電子科技大學生命與環境科學學院，廣西 桂林 541004；2. 桂林電子科技大學后勤處，廣西 桂林 541004；3. 巖溶生態與環境變化研究廣西高校重點實驗室，廣西 桂林 541004

為了研究粉煤灰對硫酸鹽型厭氧氨氧化（S-ANAMMOX）馴化過程的影響，采用兩組平行的已啟動亞硝酸鹽型厭氧氨氧化（N-ANAMMOX）反應的上流式厭氧污泥床反應器（UASB），一組投加粉煤灰載體（U2），另一組不投加任何載體（U1），對比觀察了N-ANAMMOX反應在轉變為S-ANAMMOX反應的過程中脫氮除硫的變化，以及馴化完成后顆粒污泥的特性。結果表明：在運行的前期（1～123 d），對照組U1的脫氮除硫效果優于實驗組U2，而在運行的后期（124～144 d），實驗組U2的脫氮除硫效果優于對照組U1。第144天，進水NH4+-N和SO42-的質量濃度分別為140 mg?L-1和533 mg?L-1，U2對NH4+-N和SO42-的去除速率分別是86.68 mg?L-1?d-1和94.34 mg?L-1?d-1，而U1對NH4+-N和SO42-的去除速率分別為67.65 mg?L-1?d-1和22.64 mg?L-1?d-1。此時，U1中顆粒污泥粒徑較大，結構松散，其表面被大量的分泌物和硫顆粒包裹；而U2中顆粒污泥粒徑較小，結構緊密，其表面的分泌物和單質硫明顯減少。由此表明，在一定基質濃度條件下投加粉煤灰，經較長時間的適應后，體現出粉煤灰對S-ANAMMOX馴化的促進作用。

粉煤灰；硫酸鹽型厭氧氨氧化；脫氮除硫；顆粒污泥；載體

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2001年，Fdz-Polanco等在處理甜菜酒糟廢水的顆粒活性炭（GAC）厭氧流化床中首次發現了硫酸鹽與氨氮的同步去除反應，該過程伴有單質硫和氮氣的生成；通過物料衡算推斷，在該厭氧流化床反應器中可能存在以SO42-作為電子受體將NH4+氧化成N2，而SO42-則還原為S的化學過程，因此他們推斷在該厭氧流化床中存在硫酸鹽型厭氧氨氧化（sulfate-dependent anaerobic ammonium oxidation，S-ANAMMOX）反應（Fernando et al.，2001）1114。根據實驗結果，他們提出下列總反應方程式：

2NH4++SO42-→N2+S+4H2O，ΔGθ=-47.8 kJ?mol-1

S-ANAMMOX反應為同時含有硫酸鹽和氨氮廢水的治理提供了新思路（Cai et al.，2010；Sabumon，2008），即可以在一個厭氧反應器中實現硫酸鹽和氨氮的同步去除，而不消耗有機碳源和能源，并具有污泥產量少的優點。隨后，國內外科研人員對S-ANAMMOX反應進行了大量研究。Zhang et al.（2009）89經過3年多的連續馴化在厭氧反應器中實現了硫酸鹽型厭氧氨氧化，NH4+-N和SO42-質量濃度分別平均降低了71.67 mg?L-1和56.82 mg?L-1。Rikmann et al.（2014）在上流式厭氧污泥床反應器（UASBR）中研究NH4+-N和SO42-的去除，發現其去除速率分別為0.03 kg?L?d-1和0.02 kg?L?d-1。劉福鑫等（2015）699采用厭氧序批式反應器，在無機條件下歷時358 d成功實現了NH4+-N和SO42-的同步去除，對TN和硫酸鹽的平均去除速率分別為64.43 mg?L-1?d-1和44.82 mg?L-1?d-1。劉正川等（2015）在UASB反應器內歷時177 d成功實現了硫酸鹽型厭氧氨氧化，氨氮和硫酸鹽的去除負荷分別為74.3 mg?L-1?d-1和77.5 mg?L-1?d-1。

上述研究均在一定程度上表明S-ANAMMOX反應可以發生，但反應啟動時間長，脫氮除硫效果不理想。分析其原因可能是：一方面S-ANAMMOX反應標準吉布斯自由能變化值很低（如上述反應方程式所示），發生反應的難度較大（Fernando et al.，20011114；Zhang et al.，200990-91）；另一方面該反應并不是簡單的一步反應，而是由多個生物化學反應組成的序列偶聯反應（張麗等，20134360；Rikmann et al.，2012），同時會有一系列微生物參與其中，但各微生物的生態位相差較遠，不易同時富集。因此，如何富集S-ANAMMOX功能菌群促使它們協同作用，是提高該反應脫氮除硫效果的關鍵，也是目前S-ANAMMOX工藝走上實際應用亟需攻克的難點。

研究者們為了富集反應器內的微生物，保持其生物量，嘗試采用有機的聚氨酯泡綿（袁青等，2014）、無孔PVC（Mowla et al.，2007）、ABS塑料顆粒（Sandu et al.，2002），無機的活性炭（Lee et al.，2005）、粉煤灰（譚慧杰，2005）等材料作為反應器載體，均取得了一定成效。其中粉煤灰的顆粒形態及表面結構與活性炭相似，不僅具有多孔性和較大的比表面積，可有效吸附溶質和富集微生物（楊子立等，2011），而且價格低廉，因此在水處理方面展現出了很好的應用前景（石建穩等，2008）。目前鮮有將粉煤灰運用于S-ANAMMOX研究的報道。本實驗采用粉煤灰作為載體，觀察其投加對S-ANAMMOX馴化過程中脫氮除硫的影響，并探討其顆粒污泥特性，以期為解決S-ANAMMOX反應脫氮除硫效率低下的問題提供理論依據。

圖1　UASB裝置示意圖Fig. 1　Schematic diagram of the UASB reactor

表1　微量元素濃縮液組分Table 1　Composition of trace elements concentrate

1　材料與方法

1.1實驗裝置

本實驗構建兩套完全相同的UASB裝置平行運行，分別命名為U1和U2；單套裝置如圖1所示（蔣永榮等，2014），采用方形結構，主要由UASB反應器、密閉緩沖容器、水浴槽組成。密閉緩沖容器和UASB反應器的反應段共同布置于水浴槽中，密閉緩沖容器的出水口通過連接管道與UASB反應器的進水口連接。UASB反應器高度150 cm，有效容積10 L。水浴槽內設有加熱裝置，可以有效控制UASB反應器的反應段溫度，使其保持在最佳的溫度范圍。

1.2實驗污泥與廢水

實驗污泥為本課題組馴化成熟的N-ANAMMOX顆粒污泥，污泥顏色為紅色，混合液懸浮固體顆粒密度MLSS=16.84 g?L-1，混合液中的揮發性懸浮固體密度MLVSS=8.67 g?L-1，MLVSS/MLSS=0.51。

實驗進水為人工配制的模擬廢水，主要由NH4Cl、NaNO2和Na2SO4按需配制，分別提供NH4+-N、NO2--N和SO42--S，KHCO31250 mg?L-1，MgSO4·7H2O 300 mg?L-1，KH2PO410 mg?L-1，CaCl2·2H2O 5.6 mg?L-1，微量元素濃縮液1.0 mL?L-1。微量元素濃縮液的組分見表1（Van et al.，1996），進水pH在7.8～8.0之間。

1.3實驗載體

實驗中所使用載體為取自永福電廠的粉煤灰，經碾磨過200目篩所得。掃描電鏡結果顯示，粉煤灰載體粒徑小于5 μm，呈規則的球形，表面粗糙多孔，孔徑約為100 nm。

1.4實驗方法

在展開本研究前，已采用U1、U2成功啟動N-ANAMMOX反應，此時二者的NH4+-N和NO2--N進水質量濃度分別為200 mg?L-1和300 mg?L-1，水力停留時間（HRT）為6 h，NH4+-N與NO2--N的去除量之比為1∶1.23，污泥質量濃度相同，均為（8.6±0.1） g?L-1。以此為基礎，本研究在U2中投加30 g粉煤灰載體，使其在反應器中的質量濃度為3 g?L-1，U1作為空白對照組不投加載體，運行過程中保持NH4+-N質量濃度不變，逐步用SO42--S代替NO2--N，待反應器穩定后，再同步降低NH4+-N和SO42-質量濃度，以促使N-ANAMMOX反應逐漸過渡至S-ANAMMOX反應。根據運行參數的不同，本實驗分為5個階段，各階段具體運行參數如表2所示。

1.5測定項目及方法

NH4+-N：納氏試劑分光光度法（國家環境保護總局，2002）279-281；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法（國家環境保護總局，2002）271-274；NO3--N：紫外分光光度法（國家環境保護總局，2002）266-268；SO42-：重量法（國家環境保護總局，2002）162-164；S2-：碘量法（國家環境保護總局，2002）133-136；pH：pHS-3B型酸度計測定；顆粒污泥的形態觀察：飛利浦-FEI Quanta 200 FEG型場發射環境掃描電子顯微鏡，樣品預處理方法見文獻（汪善全等，2008）。

表2　反應器各階段運行參數Table 2　Each stage of the reactor operating parameters

2　結果與討論

2.1運行過程中NH4+-N、NO2--N、SO42-的變化情況

運行過程中NH4+-N、NO2--N、SO42-的變化情況見圖2。由圖2可知：

第Ⅰ階段（1～25 d），NH4+-N、NO2--N和SO42-進水質量濃度分別為200、180和410 mg?L-1，其摩爾比為1∶0.9∶0.3。在此階段，U1和U2對NH4+-N和NO2--N的去除效率基本一致，即NH4+-N去除速率有小幅度的波動，而NO2--N的去除速率基本穩定。第25天，U1和U2的NH4+-N去除速率分別為768.43 mg?L-1?d-1和644.88 mg?L-1?d-1，NO2--N的去除速率分別為769.40 mg?L-1?d-1和738.99 mg?L-1?d-1。U1和U2對SO42-的去除情況則有所不同。第7天，U2中發生了SO42-去除反應，其去除速率為21.40 mg?L-1?d-1；至第13天，U1中發生了SO42-去除反應，其去除速率為15.64 mg?L-1?d-1；但第14～25天，兩個反應器中的SO42-去除反應又停止了。由此可見，第Ⅰ階段，U1和U2均發生了NH4+-N和NO2--N去除反應，但兩個反應器中SO42-的去除反應不穩定。由此說明，在NH4+-N∶NO2--N∶SO42-的摩爾比為1∶0.9∶0.3的情況下，U1和U2中以N-ANAMMOX反應為主，未見明顯的S-ANAMMOX反應。

第Ⅱ階段（26～37 d）和第Ⅲ階段（38～64 d），控制NH4+-N進水質量濃度為200 mg?L-1，NO2--N進水質量濃度由120 mg?L-1降至60 mg?L-1，SO42-質量濃度由823 mg?L-1升至1000 mg?L-1，其摩爾比由1∶0.6∶0.6調至1∶0.3∶0.7。這兩個階段，U1和U2對NH4+-N和NO2--N的去除情況基本一致，即隨著NO2--N進水質量濃度的逐步降低，NH4+-N和NO2--N的去除速率亦逐步降低。至第64 天，U1和U2對NH4+-N的去除速率分別降至314.83 mg?L-1?d-1和289.92 mg?L-1?d-1，而對NO2--N的去除速率分別為272.42 mg?L-1?d-1和272.69 mg?L-1?d-1。第Ⅱ階段，U1和U2均未發生SO42-的去除反應，但第Ⅲ階段，兩個反應器SO42-的去除效果則比較明顯，其中U1中SO42-的去除反應波動較大，此階段U1和U2中SO42-的平均去除速率分別為40.43 mg?L-1?d-1和15.46 mg?L-1?d-1。由此可見，至第Ⅲ階段，U1和U2均發生了NH4+-N、NO2--N、SO42-去除反應，且U1的去除效果總體優于U2，說明在NH4+-N∶NO2--N∶SO42-的摩爾比調至1∶0.3∶0.7的情況下，U1和U2中以N-ANAMMOX反應為主，同時開始出現S-ANAMMOX反應。

第Ⅳ階段（65～102 d），進水中NO2--N質量濃度降為0，NH4+-N和SO42-進水質量濃度則分別保持在200 mg?L-1和1000 mg?L-1不變，其摩爾比為1∶0.7。此階段，U1和U2對NH4+-N和SO42-的去除情況基本一致，即NH4+-N去除速率有小幅度的波動，SO42-的去除速率則波動較大，但總體去除速率呈上升趨勢。此階段，U1和U2中NH4+-N的平均去除速率分別為49.09 mg?L-1?d-1和35.49 mg?L-1?d-1，而SO42-的平均去除速率分別為74.64 mg?L-1?d-1和35.75 mg?L-1?d-1。由此可見，在NH4+-N∶SO42-摩爾比為1∶0.7的情況下，U1和U2中S-ANAMMOX反應已逐漸代替N-ANAMMOX反應，且空白對照組S-ANAMMOX反應的脫氮除硫效果優于投加粉煤灰組。

第Ⅴ階段（103～144 d），NH4+-N和SO42-的進水質量濃度分別降為140 mg?L-1和533 mg?L-1，其摩爾比為1∶0.56，其目的是在第Ⅳ階段高基質濃度脅迫后，適當降低基質濃度特別是降低硫酸鹽濃度以接近S-ANAMMOX反應的NH4+-N、SO42-理論摩爾比（Fernando et al.，2001）1114。在此階段的前期（103～123 d）和后期（124～144 d），U1和U2中NH4+-N和SO42-的去除趨勢不一致。前期，U1和U2 中NH4+-N的平均去除速率分別為84.37 mg?L-1?d-1和29.69 mg?L-1?d-1，而SO42-的平均去除速率則分別為80.36 mg?L-1?d-1和39.29 mg?L-1?d-1，U1的去除效果優于U2。但經進一步馴化后，后期U2的去除效果優于U1，至第144天，U2中NH4+-N和SO42-的去除速率分別升至86.68 mg?L-1?d-1和94.34 mg?L-1?d-1，而U1中NH4+-N和SO42-的去除速率則分別降為67.65 mg?L-1?d-1和22.64 mg?L-1?d-1。由此可見，歷時144 d后，U1和U2中均發生了明顯的NH4+-N和SO42-去除反應，但投加粉煤灰的實驗組U2的脫氮除硫效果優于空白對照組U1，說明U2反應器中已完全實現了S-ANAMMOX反應。

圖2　運行過程中NH4+-N、NO2--N、SO42-的變化情況Fig. 2　Changes of NH4+-N， NO2--N， SO42-during operation

綜上所述，在第Ⅰ～Ⅳ階段，保持NH4+-N進水質量濃度不變，隨著NO2--N進水質量濃度的逐步降低和SO42-進水質量濃度的逐步升高，即NH4+-N、NO2--N和SO42-摩爾比由1∶0.9∶0.3調至1∶0.0∶0.7，U1和U2中NH4+-N的去除速率逐步降低，而SO42-的去除速率逐漸升高，反應器逐漸由N-ANAMMOX反應過渡至S-ANAMMOX反應。此階段對照組U1的脫氮除硫效果總體優于實驗組U2，說明在第Ⅰ-Ⅳ階段，粉煤灰未對S-ANAMMOX反應起促進作用。然而，在第Ⅴ階段，隨NH4+-N和SO42-進水質量濃度的同步降低，NH4+-N和SO42-摩爾比調為1∶0.56，U1和U2的去除情況逐步趨于穩定，反應器中發生明顯的S-ANAMMOX反應。值得注意的是，在第Ⅴ階段前期（103～123 d），對照組U1的脫氮除硫效果仍然優于實驗組U2，但在第Ⅴ階段后期（124～144 d），實驗組U2的脫氮除硫效果則優于對照組U1，由此說明在一定基質濃度條件下，投加粉煤灰后，需要經較長時間的適應和馴化后，方能體現粉煤灰載體對S-ANAMMOX反應的促進作用。分析原因主要有以下三個方面，（1）本實驗接種污泥為N-ANAMMOX污泥，N-ANAMMOX菌的倍增時間長達11 d，對生存環境較敏感（Strous et al.，1998；Dosta et al.，2008），而甲烷營養型硫酸鹽還原菌的倍增時間長達7個月（Nauhaus et al.，2007），NH4+的化學結構式與CH4相似，因此S-ANAMMOX菌生長也將異常緩慢，同時對生存環境要求苛刻，向U2中投加粉煤灰后，細菌需要很長一段時間去適應粉煤灰的環境。（2）U2中投加粉煤灰載體后強化了系統內水力剪切力，使得微生物的生長速率和產率保持在較低水平，因此，U2內的顆粒污泥出現較晚，故第Ⅰ-Ⅳ階段及第Ⅴ階段前期U2脫氮除硫效果不如U1。（3）直至第Ⅴ階段后期，一方面是細菌適應了載體的環境，在粉煤灰載體表面的Al3+、Fe3+、Ca2+等電荷中和作用下，細菌與粉煤灰之間的排斥位能降低，從而使S-ANAMMOX功能菌得以富集（張露思等，2010）；另一方面，隨著反應器的長期運行，生成大量的粘性物質和硫單質包裹在污泥的表面（張麗等，2013）4358，使U1的去除效率呈下降趨勢。然而，U2中投加有粉煤灰載體，推測該載體微粒能游離于顆粒污泥之間，作為一種顆粒污泥表面包裹物的剝離劑，實現對粘性物質和硫顆粒的剪切作用，解除顆粒污泥的傳質屏障，從而提高污泥的生物活性。本實驗2.3中顆粒污泥電鏡掃描的結果也證明了這一點。

圖3　運行過程中NO3--N、pH值的變化情況Fig. 3　Changes of NO3--N， pH during operation

2.2運行過程中NO3--N、pH和硫化物的變化情況

U1和U2中NO3--N、pH、硫化物的變化情況基本一致，故此小節僅對實驗組U2的結果進行分析討論。NO3--N和pH值的變化情況見圖3，由圖3可知，整個實驗過程中，在進水中不添加NO3--N和進水pH值基本穩定在7.8～8.0的情況下，出水中檢測到有NO3--N生成，且NO3--N的生成和出水pH值均隨著NO2--N進水質量濃度的降低而降低：第Ⅰ階段（1～25 d），NO2--N的進水質量濃度為180 mg?L-1，NO3--N的生成和pH值的變化相對穩定，運行至第25天，NO3--N的生成速率達到111.02 mg?L-1?d-1，出水pH值保持在8.55左右，出水pH值明顯高于進水pH；從第Ⅱ階段（26～37 d）至第Ⅲ階段（38～64 d），NO2--N的進水質量濃度由120 mg?L-1降低至60 mg?L-1，NO3--N的生成速率及出水pH值隨進水NO2--N質量濃度的降低而下降，運行至第64天，NO3--N的生成速率下降至30.94 mg?L-1?d-1，出水pH降低至7.97，略高于進水；第Ⅳ階段（65～102 d），進水中NO2--N質量濃度降至0，NO3--N的生成速率也幾乎降為0，出水pH值經過一段時間的波動后，逐步穩定在7.78，略低于進水pH值；第Ⅴ階段（103～144 d），隨著進水NH4+-N與SO42-質量濃度的降低，其摩爾比為1∶0.56，NO3--N的生成速率仍幾乎為0，出水pH值于上一階段有小幅度的升高，至第144天，出水pH升至7.98，接近進水pH值。從上述結果可看出，NO3--N的生成隨著NO2--N進水質量濃度的降低而降低，當進水中NO2--N質量濃度降為0時，NO3--N的生成速率幾乎為0，因此可見NO3--N的生成是由于反應器中存在N-ANAMMOX反應（Liu et al.，2008），但隨著NO2--N進水質量濃度的降低和SO42-進水質量濃度的升高，厭氧氨氧化菌活性逐漸下降，取而代之的是參與S-ANAMMOX反應的功能菌群得以馴化，生物活性逐漸增強。其出水pH值的變化也說明了這一點。N-ANAMMOX反應因消耗H+引起出水pH上升，出水pH高于進水pH（Strous et al.，1999）；S-ANAMMOX反應過程中SO42-的還原產生H+，隨著S-ANAMMOX反應的逐漸增強，導致出水pH逐漸低于進水pH值（Fernando et al.，2001）1113-1114。

此外，在整個實驗過程中，U1和U2中均未檢測到硫化物，這與其他研究者的研究結果相一致（劉福鑫等，2015701；張麗等，20134358），推測硫化物不是S-ANAMMOX反應的直接產物。但本實驗過程中出水及反應器壁上附著了淡黃色的固體，將淡黃色固體收集起來置于水和酒精中，發現該固體可溶于酒精，定性檢測表明該物質為單質硫，由此說明本實驗過程有單質硫生成。

圖4　顆粒污泥外觀及表面微生物形態Fig. 4　Appearance and microbial structure of granular sludge

2.3顆粒污泥外觀及表面微生物形態觀察

第Ⅴ階段后期從反應器中取污泥進行觀察，發現U1內形成黑色顆粒污泥，粒徑大約在1.0～1.5 mm之間，U2內也形成黑色顆粒污泥，粒徑大約在0.5～1.0 mm之間，形狀橢圓形、圓形或不規則。

為了更清楚地了解污泥形態，對U1和U2的顆粒污泥進行掃描電鏡觀察（如圖4所示）。由圖4（a）和圖4（b）可知，U1中的污泥粒徑較大，結構比較松散，且表面粗糙，凹凸不平；U2中的污泥粒徑比U1小，結構緊密。圖4（c）和圖4（d）分別為U1和U2中顆粒污泥表面電鏡照片，由圖可知，U1的顆粒污泥主要有球菌、桿菌、弧菌和少量絲狀菌，其表面被大量的分泌物和單質硫顆粒包裹，氣孔及通道被堵塞；U2顆粒污泥表面的分泌物，特別是單質硫明顯減少，部分微生物暴露出來，以球菌和桿菌為主，但細胞的形態有所改變，污泥表面出現球形物體，其粒徑約為2～5 μm，孔徑約為100 nm，與實驗投加的粉煤灰的形態、粒徑相一致，因此推測該球形物體為粉煤灰微球。由此推測，由于接種的污泥與載體微粒在狹小的空間內及流體的作用下發生更加頻繁的碰撞與摩擦，延緩了S-ANAMMOX功能菌群的富集，使得第Ⅰ～Ⅳ階段和第Ⅴ階段前期實驗組U2脫氮除硫效果不理想；但頻繁的碰撞與摩擦又增強了顆粒污泥形成所需的水力選擇壓，從而促進了顆粒污泥結構的穩定（魏燕杰等，2012），因此U2顆粒污泥結構緊密。此外，頻繁的碰撞摩擦及流體與載體之間的剪切力，使顆粒污泥表面的包裹物特別是單質硫顆粒被剝離，因此顆粒污泥的傳質通道暢通，提高了污泥的生物活性。實驗組U2污泥粒徑較小且表面的分泌物質及硫顆粒較少即說明了這一點。至第Ⅴ階段后期U2的脫氮除硫效果提高，而對照組U1的脫氮除硫效果卻降低了。由此可見，粉煤灰載體對S-ANAMMOX反應的馴化雖有一定的促進作用，但需要的時間較長，因此本實驗室擬對粉煤灰進行改性，以進一步研究改性粉煤灰對S-ANAMMOX反應的馴化效果。

3　結論

（1）向已啟動N-ANAMMOX反應的UASB中投加粉煤灰，經5個階段共144 d的馴化，實現了由N-ANAMMOX反應向S-ANAMMOX反應的轉化。在運行前期（1～123 d），未投加粉煤灰對照組U1的脫氮除硫效果優于投加粉煤灰實驗組U2，而在運行后期（124～144 d），實驗組U2的脫氮除硫效果則優于對照組U1。運行結束時，實驗組U2對NH4+-N和SO42-的去除速率分別為86.68 mg?L-1?d-1和94.34 mg?L-1?d-1，對照組U1對NH4+-N和SO42-的去除速率則分別為67.65 mg?L-1?d-1和22.64 mg?L-1?d-1。

（2）運行結束時，顆粒污泥電鏡掃描結果表明，對照組反應器U1的污泥粒徑較大，結構松散，表面被大量的分泌物和單質硫顆粒所包裹；而投加粉煤灰載體的反應器U2的污泥粒徑較小，結構緊密，顆粒污泥表面出現粉煤灰微球致使其表面所附著的分泌物和單質硫明顯減少。

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The Effect of Fly Ash on Domestication of Sulfate-dependent Anaerobic Ammonium Oxidation

JIANG Yongrong1， QIN Yongli2， LIU Kehui1，3*
1. College of Life and Environmental Science， Guilin University of Electronic Technology， Guilin 541004， China；
2. Logistics Department， Guilin University of Electronic Technology， Guilin 541004， China；
3. Key Laboratory of Karst Ecology and Environment Change of Guangxi Department of Education， Guilin 541004， China

Two groups of parallel up-flow anaerobic sludge bed （UASB） reactor， which had started from nitrite-dependent anaerobic ammonium oxidation （N-ANAMMOX） were used in order to investigate the effect of fly ash on domestication of sulfate-dependent anaerobic ammonium oxidation （S-ANAMMOX）. Fly ash （as carrier） was added in one UASB （U2） and the other one without fly ash as control （U1）. The changes of ammonium and sulfate removal efficiency from the process of N-ANAMMOX transformed to S-ANAMMOX， and the characteristics of granular sludge were concerned. The results showed that， the removal efficiency of ammonium and sulfate in U1 were better than in U2 as the operation process at the early stage （1～123 d）； while the result was exact opposite as the operation process at the later stage （124～144 d）. On the 144th day， the mass concentration of ammonium and sulfate were 140 mg?L-1and 533 mg?L-1in these two UASB， respectively. The removal rate of ammonium and sulfate in U2 were 86.68 mg?L-1?d-1and 94.34 mg?L-1?d-1， respectively； and the corresponding value of U1 were 67.65 mg?L-1?d-1and 22.64 mg?L-1?d-1，respectively. The results from scanning electron microscopy （SEM） suggested that the sludge particle size in U1 was larger but less tight as compared to U2 at the end of the experiment. Furthermore， the granular sludge surface of U1 was coated with considerable secretions and element sulfur particles， however， this phenomenon was not obvious in U2. Our research results explicated that fly ash will promote the reaction of S-ANAMMOX at a certain substrate concentration after a period time of domestication.

fly ash； sulfate-dependent anaerobic ammonium oxidation； nitrogen and sulfur removal； granular sludge； support

10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.08.020

X703

A

1674-5906（2016）08-1387-08

國家自然科學基金項目（51368011）；廣西自然科學基金項目（2016GXNSFAA380046）；巖溶生態與環境變化研究廣西高校重點實驗室項目（YRHJ16K002）

蔣永榮（1970年生），女，副教授，碩士，研究方向為污水生物處理及微生物學。E-mail: svmsung2996@sina.com

。E-mail: coffeeleave@126.com

2016-03-04

引用格式：蔣永榮， 秦永麗， 劉可慧. 粉煤灰對硫酸鹽型厭氧氨氧化馴化過程的影響［J］. 生態環境學報， 2016， 25（8）: 1387-1394.