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随着菌体自溶作用的减弱，反应器进入活性迟滞阶段，表现出微弱的厌氧氨氧化作用。在此阶段(5~38 d)，进水NH4+-N和NO2--N保持在45.1 mg/L和61.1 mg/L，各反应器运行并未表现出明显差异。各反应器中出水NH4+-N浓度为24.6~42.6 mg/L，平均NH4+-N去除率为21.8%~26.7%，反应器出水NO2--N浓度较低，表明反应器中仍存在一定的反硝化作用。在此阶段，各反应器逐渐适应环境，反硝化作用减弱，出水水质变化特征类似。 随着反硝化功能的减弱，各反应器中厌氧氨氧化作用不断增强，成为主要脱氮途径，为活性提高阶段。在此过程，各反应器进水容积氮负荷同步提升，由于铁离子的添加，反应器表现出不同的容积氮负荷耐受能力。反应器R1活性提高阶段为39~88 d，容积氮负荷由132.6 mg/(L˙d)提升至489.4 mg/(L˙d);R2在活性提高阶段(39~100 d)容积氮负荷由132.6 mg/(L˙d)提升至580.9 mg/(L˙d);R3活性提高阶段为39~112 d，容积氮负荷由132.6 mg/(L˙d)提升至696.6 mg/(L˙d)。容积氮负荷提升量由高到低为R3 > R2 > R1;此外，活性提高阶段R1、R2、R3中平均总氮去除率分别为82.9%、84.2%、85.3%，试验组R2、R3整体脱氮效率略高于R1。 在厌氧氨养护污泥富集培养中，由于厌氧氨氧化菌生长缓慢，反应器容积负荷有限。许多研究证明了高氮素基质对厌氧氨氧化菌的抑制作用。Strous等研究表明亚硝酸盐浓度达到100 mg/L，即可强烈抑制厌氧氨氧化菌活性;本研究以出水亚硝酸盐浓度高于100 mg/L作为反应器超过可承受负荷并失稳的依据。对照组R1在运行90 d时，容积氮负荷超出反应器承受极限，出水NH4+-N和NO2--N浓度急剧升高，类似失稳现象也出现在试验组R2(第102 d)、R3(第114 d)。反应器失稳后，降低进水基质氮浓度，同时加大回流比以解除基质自抑制;由于EGSB反应器抗冲击负荷能力强，反应器很快恢复稳定运行。稳定阶段反应器运行状况如表2所示。Chen等通过批次试验证明了3.68 mg/L的铁离子添加下，比厌氧氨氧化活性可提高533.2%;长期试验证明，铁离子的添加，相较于控制组，提升了19.5%的反应器容积负荷，与本研究结果类似。 表2 稳定阶段反应器运行状况  2.2污泥粒径分布 本研究采用EGSB反应器培养厌氧氨氧化污泥，接种污泥为絮状反硝化污泥，取接种污泥及130 d污泥样品，用激光粒度仪分析其粒径，结果如图3所示。  富集培养130 d时，表观观察发现污泥呈颗粒化特征。激光粒度分析结果显示，反应器R1、R2、R3中污泥样品平均粒径分别为796、908 μm和1040 μm，试验组R2、R3中污泥粒径较高。据DLVO理论，当负载电性相同的电荷时，由于细菌个体之间静电斥力的存在，不利于颗粒状富集培养物的形成。添加多价阳离子(Ca2+、Mg2+、Fe3+、Al3+等)，可以减少细菌间的静电斥力，通过压缩双电层促进细胞聚集，进而强化颗粒污泥富集。本试验中，铁离子的添加强化了厌氧氨氧化污泥的颗粒化;除减少细菌间静电斥力作用外，铁离子还是酶的常见活性剂，提高微生物代谢活性，促进微生物生长，加速厌氧氨氧化污泥的颗粒化。 |
