粉煤灰对硫酸盐型厌氧氨氧化驯化过程的影响

蒋永荣，秦永丽，刘可慧，

1. 桂林电子科技大学生命与环境科学学院，广西 桂林 541004；2. 桂林电子科技大学后勤处，广西 桂林 541004；3. 岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室，广西 桂林 541004

粉煤灰对硫酸盐型厌氧氨氧化驯化过程的影响

蒋永荣1，秦永丽2，刘可慧1，3*

1. 桂林电子科技大学生命与环境科学学院，广西 桂林 541004；2. 桂林电子科技大学后勤处，广西 桂林 541004；3. 岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室，广西 桂林 541004

为了研究粉煤灰对硫酸盐型厌氧氨氧化（S-ANAMMOX）驯化过程的影响，采用两组平行的已启动亚硝酸盐型厌氧氨氧化（N-ANAMMOX）反应的上流式厌氧污泥床反应器（UASB），一组投加粉煤灰载体（U2），另一组不投加任何载体（U1），对比观察了N-ANAMMOX反应在转变为S-ANAMMOX反应的过程中脱氮除硫的变化，以及驯化完成后颗粒污泥的特性。结果表明：在运行的前期（1～123 d），对照组U1的脱氮除硫效果优于实验组U2，而在运行的后期（124～144 d），实验组U2的脱氮除硫效果优于对照组U1。第144天，进水NH4+-N和SO42-的质量浓度分别为140 mg∙L-1和533 mg∙L-1，U2对NH4+-N和SO42-的去除速率分别是86.68 mg∙L-1∙d-1和94.34 mg∙L-1∙d-1，而U1对NH4+-N和SO42-的去除速率分别为67.65 mg∙L-1∙d-1和22.64 mg∙L-1∙d-1。此时，U1中颗粒污泥粒径较大，结构松散，其表面被大量的分泌物和硫颗粒包裹；而U2中颗粒污泥粒径较小，结构紧密，其表面的分泌物和单质硫明显减少。由此表明，在一定基质浓度条件下投加粉煤灰，经较长时间的适应后，体现出粉煤灰对S-ANAMMOX驯化的促进作用。

粉煤灰；硫酸盐型厌氧氨氧化；脱氮除硫；颗粒污泥；载体

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2001年，Fdz-Polanco等在处理甜菜酒糟废水的颗粒活性炭（GAC）厌氧流化床中首次发现了硫酸盐与氨氮的同步去除反应，该过程伴有单质硫和氮气的生成；通过物料衡算推断，在该厌氧流化床反应器中可能存在以SO42-作为电子受体将NH4+氧化成N2，而SO42-则还原为S的化学过程，因此他们推断在该厌氧流化床中存在硫酸盐型厌氧氨氧化（sulfate-dependent anaerobic ammonium oxidation，S-ANAMMOX）反应（Fernando et al.，2001）1114。根据实验结果，他们提出下列总反应方程式：

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

S-ANAMMOX反应为同时含有硫酸盐和氨氮废水的治理提供了新思路（Cai et al.，2010；Sabumon，2008），即可以在一个厌氧反应器中实现硫酸盐和氨氮的同步去除，而不消耗有机碳源和能源，并具有污泥产量少的优点。随后，国内外科研人员对S-ANAMMOX反应进行了大量研究。Zhang et al.（2009）89经过3年多的连续驯化在厌氧反应器中实现了硫酸盐型厌氧氨氧化，NH4+-N和SO42-质量浓度分别平均降低了71.67 mg∙L-1和56.82 mg∙L-1。Rikmann et al.（2014）在上流式厌氧污泥床反应器（UASBR）中研究NH4+-N和SO42-的去除，发现其去除速率分别为0.03 kg∙L∙d-1和0.02 kg∙L∙d-1。刘福鑫等（2015）699采用厌氧序批式反应器，在无机条件下历时358 d成功实现了NH4+-N和SO42-的同步去除，对TN和硫酸盐的平均去除速率分别为64.43 mg∙L-1∙d-1和44.82 mg∙L-1∙d-1。刘正川等（2015）在UASB反应器内历时177 d成功实现了硫酸盐型厌氧氨氧化，氨氮和硫酸盐的去除负荷分别为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反应可以发生，但反应启动时间长，脱氮除硫效果不理想。分析其原因可能是：一方面S-ANAMMOX反应标准吉布斯自由能变化值很低（如上述反应方程式所示），发生反应的难度较大（Fernando et al.，20011114；Zhang et al.，200990-91）；另一方面该反应并不是简单的一步反应，而是由多个生物化学反应组成的序列偶联反应（张丽等，20134360；Rikmann et al.，2012），同时会有一系列微生物参与其中，但各微生物的生态位相差较远，不易同时富集。因此，如何富集S-ANAMMOX功能菌群促使它们协同作用，是提高该反应脱氮除硫效果的关键，也是目前S-ANAMMOX工艺走上实际应用亟需攻克的难点。

研究者们为了富集反应器内的微生物，保持其生物量，尝试采用有机的聚氨酯泡绵（袁青等，2014）、无孔PVC（Mowla et al.，2007）、ABS塑料颗粒（Sandu et al.，2002），无机的活性炭（Lee et al.，2005）、粉煤灰（谭慧杰，2005）等材料作为反应器载体，均取得了一定成效。其中粉煤灰的颗粒形态及表面结构与活性炭相似，不仅具有多孔性和较大的比表面积，可有效吸附溶质和富集微生物（杨子立等，2011），而且价格低廉，因此在水处理方面展现出了很好的应用前景（石建稳等，2008）。目前鲜有将粉煤灰运用于S-ANAMMOX研究的报道。本实验采用粉煤灰作为载体，观察其投加对S-ANAMMOX驯化过程中脱氮除硫的影响，并探讨其颗粒污泥特性，以期为解决S-ANAMMOX反应脱氮除硫效率低下的问题提供理论依据。

图1　UASB装置示意图Fig. 1　Schematic diagram of the UASB reactor

表1　微量元素浓缩液组分Table 1　Composition of trace elements concentrate

1　材料与方法

1.1实验装置

本实验构建两套完全相同的UASB装置平行运行，分别命名为U1和U2；单套装置如图1所示（蒋永荣等，2014），采用方形结构，主要由UASB反应器、密闭缓冲容器、水浴槽组成。密闭缓冲容器和UASB反应器的反应段共同布置于水浴槽中，密闭缓冲容器的出水口通过连接管道与UASB反应器的进水口连接。UASB反应器高度150 cm，有效容积10 L。水浴槽内设有加热装置，可以有效控制UASB反应器的反应段温度，使其保持在最佳的温度范围。

1.2实验污泥与废水

实验污泥为本课题组驯化成熟的N-ANAMMOX颗粒污泥，污泥颜色为红色，混合液悬浮固体颗粒密度MLSS=16.84 g∙L-1，混合液中的挥发性悬浮固体密度MLVSS=8.67 g∙L-1，MLVSS/MLSS=0.51。

实验进水为人工配制的模拟废水，主要由NH4Cl、NaNO2和Na2SO4按需配制，分别提供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，微量元素浓缩液1.0 mL∙L-1。微量元素浓缩液的组分见表1（Van et al.，1996），进水pH在7.8～8.0之间。

1.3实验载体

实验中所使用载体为取自永福电厂的粉煤灰，经碾磨过200目筛所得。扫描电镜结果显示，粉煤灰载体粒径小于5 μm，呈规则的球形，表面粗糙多孔，孔径约为100 nm。

1.4实验方法

在展开本研究前，已采用U1、U2成功启动N-ANAMMOX反应，此时二者的NH4+-N和NO2--N进水质量浓度分别为200 mg∙L-1和300 mg∙L-1，水力停留时间（HRT）为6 h，NH4+-N与NO2--N的去除量之比为1∶1.23，污泥质量浓度相同，均为（8.6±0.1） g∙L-1。以此为基础，本研究在U2中投加30 g粉煤灰载体，使其在反应器中的质量浓度为3 g∙L-1，U1作为空白对照组不投加载体，运行过程中保持NH4+-N质量浓度不变，逐步用SO42--S代替NO2--N，待反应器稳定后，再同步降低NH4+-N和SO42-质量浓度，以促使N-ANAMMOX反应逐渐过渡至S-ANAMMOX反应。根据运行参数的不同，本实验分为5个阶段，各阶段具体运行参数如表2所示。

1.5测定项目及方法

NH4+-N：纳氏试剂分光光度法（国家环境保护总局，2002）279-281；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法（国家环境保护总局，2002）271-274；NO3--N：紫外分光光度法（国家环境保护总局，2002）266-268；SO42-：重量法（国家环境保护总局，2002）162-164；S2-：碘量法（国家环境保护总局，2002）133-136；pH：pHS-3B型酸度计测定；颗粒污泥的形态观察：飞利浦-FEI Quanta 200 FEG型场发射环境扫描电子显微镜，样品预处理方法见文献（汪善全等，2008）。

表2　反应器各阶段运行参数Table 2　Each stage of the reactor operating parameters

2　结果与讨论

2.1运行过程中NH4+-N、NO2--N、SO42-的变化情况

运行过程中NH4+-N、NO2--N、SO42-的变化情况见图2。由图2可知：

第Ⅰ阶段（1～25 d），NH4+-N、NO2--N和SO42-进水质量浓度分别为200、180和410 mg∙L-1，其摩尔比为1∶0.9∶0.3。在此阶段，U1和U2对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动，而NO2--N的去除速率基本稳定。第25天，U1和U2的NH4+-N去除速率分别为768.43 mg∙L-1∙d-1和644.88 mg∙L-1∙d-1，NO2--N的去除速率分别为769.40 mg∙L-1∙d-1和738.99 mg∙L-1∙d-1。U1和U2对SO42-的去除情况则有所不同。第7天，U2中发生了SO42-去除反应，其去除速率为21.40 mg∙L-1∙d-1；至第13天，U1中发生了SO42-去除反应，其去除速率为15.64 mg∙L-1∙d-1；但第14～25天，两个反应器中的SO42-去除反应又停止了。由此可见，第Ⅰ阶段，U1和U2均发生了NH4+-N和NO2--N去除反应，但两个反应器中SO42-的去除反应不稳定。由此说明，在NH4+-N∶NO2--N∶SO42-的摩尔比为1∶0.9∶0.3的情况下，U1和U2中以N-ANAMMOX反应为主，未见明显的S-ANAMMOX反应。

第Ⅱ阶段（26～37 d）和第Ⅲ阶段（38～64 d），控制NH4+-N进水质量浓度为200 mg∙L-1，NO2--N进水质量浓度由120 mg∙L-1降至60 mg∙L-1，SO42-质量浓度由823 mg∙L-1升至1000 mg∙L-1，其摩尔比由1∶0.6∶0.6调至1∶0.3∶0.7。这两个阶段，U1和U2对NH4+-N和NO2--N的去除情况基本一致，即随着NO2--N进水质量浓度的逐步降低，NH4+-N和NO2--N的去除速率亦逐步降低。至第64 天，U1和U2对NH4+-N的去除速率分别降至314.83 mg∙L-1∙d-1和289.92 mg∙L-1∙d-1，而对NO2--N的去除速率分别为272.42 mg∙L-1∙d-1和272.69 mg∙L-1∙d-1。第Ⅱ阶段，U1和U2均未发生SO42-的去除反应，但第Ⅲ阶段，两个反应器SO42-的去除效果则比较明显，其中U1中SO42-的去除反应波动较大，此阶段U1和U2中SO42-的平均去除速率分别为40.43 mg∙L-1∙d-1和15.46 mg∙L-1∙d-1。由此可见，至第Ⅲ阶段，U1和U2均发生了NH4+-N、NO2--N、SO42-去除反应，且U1的去除效果总体优于U2，说明在NH4+-N∶NO2--N∶SO42-的摩尔比调至1∶0.3∶0.7的情况下，U1和U2中以N-ANAMMOX反应为主，同时开始出现S-ANAMMOX反应。

第Ⅳ阶段（65～102 d），进水中NO2--N质量浓度降为0，NH4+-N和SO42-进水质量浓度则分别保持在200 mg∙L-1和1000 mg∙L-1不变，其摩尔比为1∶0.7。此阶段，U1和U2对NH4+-N和SO42-的去除情况基本一致，即NH4+-N去除速率有小幅度的波动，SO42-的去除速率则波动较大，但总体去除速率呈上升趋势。此阶段，U1和U2中NH4+-N的平均去除速率分别为49.09 mg∙L-1∙d-1和35.49 mg∙L-1∙d-1，而SO42-的平均去除速率分别为74.64 mg∙L-1∙d-1和35.75 mg∙L-1∙d-1。由此可见，在NH4+-N∶SO42-摩尔比为1∶0.7的情况下，U1和U2中S-ANAMMOX反应已逐渐代替N-ANAMMOX反应，且空白对照组S-ANAMMOX反应的脱氮除硫效果优于投加粉煤灰组。

第Ⅴ阶段（103～144 d），NH4+-N和SO42-的进水质量浓度分别降为140 mg∙L-1和533 mg∙L-1，其摩尔比为1∶0.56，其目的是在第Ⅳ阶段高基质浓度胁迫后，适当降低基质浓度特别是降低硫酸盐浓度以接近S-ANAMMOX反应的NH4+-N、SO42-理论摩尔比（Fernando et al.，2001）1114。在此阶段的前期（103～123 d）和后期（124～144 d），U1和U2中NH4+-N和SO42-的去除趋势不一致。前期，U1和U2 中NH4+-N的平均去除速率分别为84.37 mg∙L-1∙d-1和29.69 mg∙L-1∙d-1，而SO42-的平均去除速率则分别为80.36 mg∙L-1∙d-1和39.29 mg∙L-1∙d-1，U1的去除效果优于U2。但经进一步驯化后，后期U2的去除效果优于U1，至第144天，U2中NH4+-N和SO42-的去除速率分别升至86.68 mg∙L-1∙d-1和94.34 mg∙L-1∙d-1，而U1中NH4+-N和SO42-的去除速率则分别降为67.65 mg∙L-1∙d-1和22.64 mg∙L-1∙d-1。由此可见，历时144 d后，U1和U2中均发生了明显的NH4+-N和SO42-去除反应，但投加粉煤灰的实验组U2的脱氮除硫效果优于空白对照组U1，说明U2反应器中已完全实现了S-ANAMMOX反应。

图2　运行过程中NH4+-N、NO2--N、SO42-的变化情况Fig. 2　Changes of NH4+-N， NO2--N， SO42-during operation

综上所述，在第Ⅰ～Ⅳ阶段，保持NH4+-N进水质量浓度不变，随着NO2--N进水质量浓度的逐步降低和SO42-进水质量浓度的逐步升高，即NH4+-N、NO2--N和SO42-摩尔比由1∶0.9∶0.3调至1∶0.0∶0.7，U1和U2中NH4+-N的去除速率逐步降低，而SO42-的去除速率逐渐升高，反应器逐渐由N-ANAMMOX反应过渡至S-ANAMMOX反应。此阶段对照组U1的脱氮除硫效果总体优于实验组U2，说明在第Ⅰ-Ⅳ阶段，粉煤灰未对S-ANAMMOX反应起促进作用。然而，在第Ⅴ阶段，随NH4+-N和SO42-进水质量浓度的同步降低，NH4+-N和SO42-摩尔比调为1∶0.56，U1和U2的去除情况逐步趋于稳定，反应器中发生明显的S-ANAMMOX反应。值得注意的是，在第Ⅴ阶段前期（103～123 d），对照组U1的脱氮除硫效果仍然优于实验组U2，但在第Ⅴ阶段后期（124～144 d），实验组U2的脱氮除硫效果则优于对照组U1，由此说明在一定基质浓度条件下，投加粉煤灰后，需要经较长时间的适应和驯化后，方能体现粉煤灰载体对S-ANAMMOX反应的促进作用。分析原因主要有以下三个方面，（1）本实验接种污泥为N-ANAMMOX污泥，N-ANAMMOX菌的倍增时间长达11 d，对生存环境较敏感（Strous et al.，1998；Dosta et al.，2008），而甲烷营养型硫酸盐还原菌的倍增时间长达7个月（Nauhaus et al.，2007），NH4+的化学结构式与CH4相似，因此S-ANAMMOX菌生长也将异常缓慢，同时对生存环境要求苛刻，向U2中投加粉煤灰后，细菌需要很长一段时间去适应粉煤灰的环境。（2）U2中投加粉煤灰载体后强化了系统内水力剪切力，使得微生物的生长速率和产率保持在较低水平，因此，U2内的颗粒污泥出现较晚，故第Ⅰ-Ⅳ阶段及第Ⅴ阶段前期U2脱氮除硫效果不如U1。（3）直至第Ⅴ阶段后期，一方面是细菌适应了载体的环境，在粉煤灰载体表面的Al3+、Fe3+、Ca2+等电荷中和作用下，细菌与粉煤灰之间的排斥位能降低，从而使S-ANAMMOX功能菌得以富集（张露思等，2010）；另一方面，随着反应器的长期运行，生成大量的粘性物质和硫单质包裹在污泥的表面（张丽等，2013）4358，使U1的去除效率呈下降趋势。然而，U2中投加有粉煤灰载体，推测该载体微粒能游离于颗粒污泥之间，作为一种颗粒污泥表面包裹物的剥离剂，实现对粘性物质和硫颗粒的剪切作用，解除颗粒污泥的传质屏障，从而提高污泥的生物活性。本实验2.3中颗粒污泥电镜扫描的结果也证明了这一点。

图3　运行过程中NO3--N、pH值的变化情况Fig. 3　Changes of NO3--N， pH during operation

2.2运行过程中NO3--N、pH和硫化物的变化情况

U1和U2中NO3--N、pH、硫化物的变化情况基本一致，故此小节仅对实验组U2的结果进行分析讨论。NO3--N和pH值的变化情况见图3，由图3可知，整个实验过程中，在进水中不添加NO3--N和进水pH值基本稳定在7.8～8.0的情况下，出水中检测到有NO3--N生成，且NO3--N的生成和出水pH值均随着NO2--N进水质量浓度的降低而降低：第Ⅰ阶段（1～25 d），NO2--N的进水质量浓度为180 mg∙L-1，NO3--N的生成和pH值的变化相对稳定，运行至第25天，NO3--N的生成速率达到111.02 mg∙L-1∙d-1，出水pH值保持在8.55左右，出水pH值明显高于进水pH；从第Ⅱ阶段（26～37 d）至第Ⅲ阶段（38～64 d），NO2--N的进水质量浓度由120 mg∙L-1降低至60 mg∙L-1，NO3--N的生成速率及出水pH值随进水NO2--N质量浓度的降低而下降，运行至第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，略高于进水；第Ⅳ阶段（65～102 d），进水中NO2--N质量浓度降至0，NO3--N的生成速率也几乎降为0，出水pH值经过一段时间的波动后，逐步稳定在7.78，略低于进水pH值；第Ⅴ阶段（103～144 d），随着进水NH4+-N与SO42-质量浓度的降低，其摩尔比为1∶0.56，NO3--N的生成速率仍几乎为0，出水pH值于上一阶段有小幅度的升高，至第144天，出水pH升至7.98，接近进水pH值。从上述结果可看出，NO3--N的生成随着NO2--N进水质量浓度的降低而降低，当进水中NO2--N质量浓度降为0时，NO3--N的生成速率几乎为0，因此可见NO3--N的生成是由于反应器中存在N-ANAMMOX反应（Liu et al.，2008），但随着NO2--N进水质量浓度的降低和SO42-进水质量浓度的升高，厌氧氨氧化菌活性逐渐下降，取而代之的是参与S-ANAMMOX反应的功能菌群得以驯化，生物活性逐渐增强。其出水pH值的变化也说明了这一点。N-ANAMMOX反应因消耗H+引起出水pH上升，出水pH高于进水pH（Strous et al.，1999）；S-ANAMMOX反应过程中SO42-的还原产生H+，随着S-ANAMMOX反应的逐渐增强，导致出水pH逐渐低于进水pH值（Fernando et al.，2001）1113-1114。

此外，在整个实验过程中，U1和U2中均未检测到硫化物，这与其他研究者的研究结果相一致（刘福鑫等，2015701；张丽等，20134358），推测硫化物不是S-ANAMMOX反应的直接产物。但本实验过程中出水及反应器壁上附着了淡黄色的固体，将淡黄色固体收集起来置于水和酒精中，发现该固体可溶于酒精，定性检测表明该物质为单质硫，由此说明本实验过程有单质硫生成。

图4　颗粒污泥外观及表面微生物形态Fig. 4　Appearance and microbial structure of granular sludge

2.3颗粒污泥外观及表面微生物形态观察

第Ⅴ阶段后期从反应器中取污泥进行观察，发现U1内形成黑色颗粒污泥，粒径大约在1.0～1.5 mm之间，U2内也形成黑色颗粒污泥，粒径大约在0.5～1.0 mm之间，形状椭圆形、圆形或不规则。

为了更清楚地了解污泥形态，对U1和U2的颗粒污泥进行扫描电镜观察（如图4所示）。由图4（a）和图4（b）可知，U1中的污泥粒径较大，结构比较松散，且表面粗糙，凹凸不平；U2中的污泥粒径比U1小，结构紧密。图4（c）和图4（d）分别为U1和U2中颗粒污泥表面电镜照片，由图可知，U1的颗粒污泥主要有球菌、杆菌、弧菌和少量丝状菌，其表面被大量的分泌物和单质硫颗粒包裹，气孔及通道被堵塞；U2颗粒污泥表面的分泌物，特别是单质硫明显减少，部分微生物暴露出来，以球菌和杆菌为主，但细胞的形态有所改变，污泥表面出现球形物体，其粒径约为2～5 μm，孔径约为100 nm，与实验投加的粉煤灰的形态、粒径相一致，因此推测该球形物体为粉煤灰微球。由此推测，由于接种的污泥与载体微粒在狭小的空间内及流体的作用下发生更加频繁的碰撞与摩擦，延缓了S-ANAMMOX功能菌群的富集，使得第Ⅰ～Ⅳ阶段和第Ⅴ阶段前期实验组U2脱氮除硫效果不理想；但频繁的碰撞与摩擦又增强了颗粒污泥形成所需的水力选择压，从而促进了颗粒污泥结构的稳定（魏燕杰等，2012），因此U2颗粒污泥结构紧密。此外，频繁的碰撞摩擦及流体与载体之间的剪切力，使颗粒污泥表面的包裹物特别是单质硫颗粒被剥离，因此颗粒污泥的传质通道畅通，提高了污泥的生物活性。实验组U2污泥粒径较小且表面的分泌物质及硫颗粒较少即说明了这一点。至第Ⅴ阶段后期U2的脱氮除硫效果提高，而对照组U1的脱氮除硫效果却降低了。由此可见，粉煤灰载体对S-ANAMMOX反应的驯化虽有一定的促进作用，但需要的时间较长，因此本实验室拟对粉煤灰进行改性，以进一步研究改性粉煤灰对S-ANAMMOX反应的驯化效果。

3　结论

（1）向已启动N-ANAMMOX反应的UASB中投加粉煤灰，经5个阶段共144 d的驯化，实现了由N-ANAMMOX反应向S-ANAMMOX反应的转化。在运行前期（1～123 d），未投加粉煤灰对照组U1的脱氮除硫效果优于投加粉煤灰实验组U2，而在运行后期（124～144 d），实验组U2的脱氮除硫效果则优于对照组U1。运行结束时，实验组U2对NH4+-N和SO42-的去除速率分别为86.68 mg∙L-1∙d-1和94.34 mg∙L-1∙d-1，对照组U1对NH4+-N和SO42-的去除速率则分别为67.65 mg∙L-1∙d-1和22.64 mg∙L-1∙d-1。

（2）运行结束时，颗粒污泥电镜扫描结果表明，对照组反应器U1的污泥粒径较大，结构松散，表面被大量的分泌物和单质硫颗粒所包裹；而投加粉煤灰载体的反应器U2的污泥粒径较小，结构紧密，颗粒污泥表面出现粉煤灰微球致使其表面所附着的分泌物和单质硫明显减少。

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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

国家自然科学基金项目（51368011）；广西自然科学基金项目（2016GXNSFAA380046）；岩溶生态与环境变化研究广西高校重点实验室项目（YRHJ16K002）

蒋永荣（1970年生），女，副教授，硕士，研究方向为污水生物处理及微生物学。E-mail: svmsung2996@sina.com

。E-mail: coffeeleave@126.com

2016-03-04

引用格式：蒋永荣， 秦永丽， 刘可慧. 粉煤灰对硫酸盐型厌氧氨氧化驯化过程的影响［J］. 生态环境学报， 2016， 25（8）: 1387-1394.