陳光輝，李軍，鄧海亮，張彥灼，趙白航，鄭照明

（北京工業(yè)大學水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室，北京 100124）

引 言

厭氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是指在厭氧或缺氧條件下，一類浮霉菌屬細菌以亞硝酸鹽為電子受體，將銨鹽氧化產(chǎn)生氮氣和少量硝酸鹽的過程

[1]。與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比，厭氧氨氧化工藝經(jīng)濟高效，總氮去除負荷(nitrogen removal rate，NRR)達9.50 kg·m-3·d-1，遠高于傳統(tǒng)工藝(＜0.50 kg·m-3·d-1)[2]，同時可節(jié)省約60%的曝氣量和100%的有機碳源[3-4]，受到研究者的高度關注[5-7]。但是，厭氧氨氧化菌作為自養(yǎng)型生物，生長緩慢，世代周期長，導致反應器的啟動時間很長[8-10]。

向反應器中投加高效Anammox 菌種作為流加菌，可以加快厭氧氨氧化反應器的啟動(即菌種流加技術)[11-12]。對于流加菌種，一般選用高效的厭氧氨氧化顆粒污泥( high-rate Anammox granules，HAG)，但從絮狀厭氧氨氧化污泥(flocculent Anammox sludge，F(xiàn)AS)培養(yǎng)至HAG 的過程非常緩慢，Helio等[13]和Dapena-Mora 等[14]均采用序批式(sequencing batch reactor，SBR)反應器培養(yǎng)厭氧氨氧化顆粒污泥，培養(yǎng)時間較長，大于200 d，且總氮去除負荷在2.0 kg·m-3·d-1以下；唐崇儉等[15]采用膨脹顆粒污泥床(expanded granular sludge bed，EGSB)反應器，經(jīng)過230 d 的穩(wěn)定運行，得到的厭氧氨氧化顆粒污泥，平均粒徑為(2.51±0.91)mm；從巖等[4]同樣以EGSB 反應器，接種好氧顆粒污泥和厭氧氨氧化菌混合物，經(jīng)80 d 培養(yǎng)，總氮去除負荷達到4.758 kg·m-3·d-1，同時觀察到顆粒狀厭氧氨氧化污泥，但平均粒徑只有0.556 mm。這些研究表明，經(jīng)過一定時間的培養(yǎng)，可以實現(xiàn)厭氧氨氧化污泥的顆?；臅r較長，不利于實際工程應用。如何快速得到高效的厭氧氨氧化流加菌，是菌種流加技術面臨的主要問題。

包埋固定化技術是現(xiàn)代生物工程領域中一項新興的微生物固定化技術，它通過包埋材料將游離細胞或者酶定位于限定的區(qū)域，使其保持活性并可反復利用[16-17]。本研究將包埋固定化技術與厭氧氨氧化流加工藝相結合，用普通絮狀厭氧氨氧化污泥(FAS)制取固定化包埋顆粒，以包埋顆粒代替HAG作為流加菌加入?yún)捬醢毖趸磻?，研究反應器的啟動過程，并對厭氧氨氧化包埋顆粒的動力學特征進行研究，以期為新的Anammox 菌種流加工藝提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 實驗裝置

實驗采用有機玻璃制造升流式厭氧污泥床反應器(up-flow anaerobic sludge bed，UASB)，上部設有三相分離器，有效容積為17 L，如圖1所示，反應器內(nèi)部填充塑料大孔球(直徑8 cm)，大孔球內(nèi)包裹了環(huán)狀辮帶式纖維填料。塑料大孔球的間隙有利于水的流動和擴散，纖維填料有利于減少污泥的流失。反應器外部設有水浴層，通過水浴加熱保持反應器內(nèi)溫度維持在32℃。

圖1 厭氧氨氧化UASB 反應器Fig.1 Schematic diagram of Anammox UASB reactor system

1.2 接種污泥

啟動反應器的接種污泥取自北京某污水處理廠曝氣池活性污泥，其MLSS 為3480 mg·L-1，MLVSS 為2850 mg·L-1，MLVSS /MLSS 為83.9%，表現(xiàn)出良好硝化性能。

1.3 包埋顆粒的制備

實驗用厭氧氨氧化包埋污泥取自實驗室穩(wěn)定運行2年的UASB 反應器[18]中部絮狀污泥(FAS；VSS 2817 mg·L-1；MLVSS /MLSS 81.4%)，取出的污泥經(jīng)PBS(0.1 mol·L-1，pH 7.4)沖洗干凈后，4000 r·min-1轉速離心濃縮10 min，棄清液，得濃縮污泥。以質(zhì)量百分比計，取10%的水性聚氨酯(WPU)溶液與等體積濃縮污泥混合，加入2%粉末活性炭(粒徑38～74 μm)，再加入0.24%N,N-亞甲基雙丙烯酰胺和1.5% KPS，并迅速攪拌均勻，約30 min后混合液凝膠成固態(tài)，將固態(tài)膠體切割成3 mm× 3 mm×3 mm 立方體，即得厭氧氨氧化包埋顆粒。制得的包埋顆粒為黑色，密度約為1.16 g·cm-3，在水中呈均相，具有良好的物理強度和化學穩(wěn)定性。包埋劑(WPU)和交聯(lián)劑/引發(fā)劑(N,N-亞甲基雙丙烯酰胺、KPS)均為分析純。

1.4 實驗水質(zhì)

實驗采用人工配水，主要成分組成見表1，NH+4-N 和NO-2-N 分別以NH4Cl 和NaNO2提供，濃度按需配制；微量元素Ⅰ和Ⅱ參照文獻[19]，各1 ml·L-1。

表1 人工模擬廢水成分組成Table 1 Compositions of artificial wastewater

1.5 反應動力學測定

取20 ml 厭氧氨氧化包埋顆粒（含0.4 g 厭氧氨氧化污泥）和180 ml 模擬廢水加入300 ml 血清瓶中，模擬廢水中NH+4-N 和NO-2-N 濃度根據(jù)要求配成相應濃度，其余組分同表1厭氧氨氧化階段?；旌弦河酶呒僋2吹脫20 min 置換掉其中的溶解氧(DO)，之后血清瓶用丁基橡膠塞蓋緊，黑色反光紙包裹，放入32℃恒溫振蕩培養(yǎng)箱中，80 r·min-1振蕩培養(yǎng)。間隔6 h 取樣測定，計算NH+4-N 和NO-2-N去除速率，所有測試設3 個重復。

1.6 分析方法

NH+4-N：納氏試劑光度法；NO-2-N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NO-3-N：麝香草酚分光光度法；TN：過硫酸鉀氧化-紫外分光光度計法；MLSS、MLVSS：重量法[20]；pH/溫度：WTW/Multi 3420測定儀；掃描電鏡(SEM)分析：取出污泥清洗后，經(jīng)25%戊二醇固定1.5 h，PBS 清洗3 遍，隨后經(jīng)體積分數(shù)為50%、70%、80%、90%、100%乙醇梯度脫水，每次10～15 min，最后用乙酸異戊酯置換，冷凍干燥24 h 后在樣品表面鍍上一層1500 nm 厚的金屬膜，采用Hitachi S-4300 型掃描電鏡進行觀察。

2 實驗結果

2.1 硝化反應器的啟動

厭氧氨氧化反應器啟動方式有多種，但實質(zhì)上都是微生物的活化和擴增過程，對于厭氧氨氧化菌這類生長緩慢的微生物，關鍵是減少菌體流失，使生物量盡快達到要求，成為反應器內(nèi)的優(yōu)勢菌種。本研究采用以硝化反應器啟動厭氧氨氧化的方式，接種硝化污泥，同時利用塑料大孔球上形成的好氧生物膜，以硝化污泥和硝化生物膜共同作用的方式，加快啟動厭氧氨氧化反應器。

在硝化反應器的啟動中，既可以利用生態(tài)學上的K 對策，通過對反應器施加低負荷(即低負荷法)來富集培養(yǎng)對基質(zhì)親和力較高的微生物，也可以采用R 對策，通過對反應器施加高負荷(即高負荷法)來富集培養(yǎng)生長較快的微生物，本研究采取R 對策(高負荷法)，進水中添加NH4Cl 使ρ(NH+4-N)保持在200 mg·L-1，其余成分見表1。反應器中用曝氣頭充分曝氣，使DO 保持在7 mg·L-1以上，水力停留時間(HRT)為6 h，到第14 天，反應器對NH+4-N的去除率達到90.3%，塑料大孔球內(nèi)辮式填料上有污泥附著，并觀察到有生物膜形成，表明硝化反應器啟動成功，此時反應器內(nèi)MLSS 為4358 mg·L-1，MLVSS/MLSS=86.2%，將反應器由好氧運行轉變?yōu)閰捬踹\行。

2.2 厭氧氨氧化反應器的啟動

反應器由好氧運行轉入?yún)捬踹\行后，先采用低負荷，水力停留時間(HRT)8 h，控制進水ρ(NH+4-N)為30～50 mg·L-1，隨著去除負荷的升高，逐漸提高進水NH+4-N 質(zhì)量濃度(60～200 mg·L-1)，結果如圖2所示。圖2(a)是NH+4-N 濃度隨時間的變化。前3 天與其他厭氧氨氧化反應器啟動相似，出水NH+4-N 高于進水，這主要是由于反應器由好氧運行轉變?yōu)閰捬踹\行后，一部分菌體死亡水解，有機氨轉化為無機氨，使出水NH+4-N 升高[21]；之后由于厭氧氨氧化作用，出水NH+4-N 降低，但去除效果并不明顯，NH+4-N 去除率在1%以下，在第11 天 NH+4-N 的去除負荷只有0.0046 kg·m-3·d-1。在第12 天向反應器中投加500 ml 厭氧氨氧化包埋顆粒，反應器立刻顯現(xiàn)出厭氧氨氧化功能，之后NH+4-N 去負荷從 0.0489 kg·m-3·d-1升高到 0.3064 除率開始逐漸升高，在第20～50 天，NH+4-N 去除增加，厭氧氨氧化性能增強。到第65 天，NH+4-N kg·m-3·d-1，這表明反應器內(nèi)參與反應的生物量去除率達到 85.8%，相應的去除負荷 0.4961 kg·m-3·d-1，反應器表現(xiàn)出較強的厭氧氨氧化性能。NO-2-N 的變化與NH+4-N 基本相似，如圖2(b)所示，隨著包埋顆粒的加入，NO-2-N 去除率從第11天的2.1%增加到第65 天的88.7%，相應的去除負荷也從0.0025 kg·m-3·d-1升高到0.4951 kg·m-3·d-1。Anammox 反應的基質(zhì)為NH+4-N 和NO-2-N，基質(zhì)濃度決定反應速度，因此為加快厭氧氨氧化啟動，本研究一直通過增加進水NH+4-N 和NO-2-N 濃度的方式提高進水負荷，但NO-2-N 濃度過高同時也會對厭氧氨氧化過程產(chǎn)生抑制。Strous 等[22]在對SBR 反應器內(nèi)的厭氧氨氧化菌研究時發(fā)現(xiàn)，當ρ(NO-2-N)大于100 mg·L-1時，能完全抑制厭氧氨氧化反應；Jetten等[23]的研究發(fā)現(xiàn)，當ρ(NO-2-N)大于280 mg·L-1時厭氧氨氧化過程才會被抑制，但當ρ(NO-2-N)大于140 mg·L-1時厭氧氨氧化反應過程就會受到影響。由圖2(b)可以看出，隨著進水亞硝酸鹽濃度的升高，反應器對NO-2-N 的去除負荷也逐步提高，在第53～65 天，進水ρ(NO-2-N)從146 mg·L-1升高到186 mg·L-1，反應器在長時間內(nèi)保持著較高的亞硝酸鹽進水濃度，但反應器內(nèi)并沒有出現(xiàn)NO-2-N 的積累，出水ρ(NO-2-N)保持在20 mg·L-1左右，系統(tǒng)對NH+4-N 和NO-2-N 的去除負荷并沒有降低，說明反應器內(nèi)厭氧氨氧化反應沒有受到高進水NO-2-N 濃度的影響。

圖2(c)是反應器NO-3-N 的變化，厭氧氨氧化菌在將NO-2-N 轉化為NO-3-N 的過程中獲得還原力用于同化CO2，因此NO-3-N 的增量可以反映厭氧氨氧化菌的增殖情況。由圖中可以看出，隨著NH+4-N 和亞硝酸鹽去除負荷的升高，NO-3-N 的增量也逐漸升高，在第65 天高達44.32 mg·L-1，這也說明反應器中厭氧氨氧化菌的活性是逐漸增加的。厭氧氨氧化反應器啟動成功的報道已經(jīng)有很多：Zhang 等[24]通過上流式生物膜反應器(UBF)，接種反硝化污泥經(jīng)過100 d 的運行，培育出具有厭氧氨氧化的生物膜，總氮去除負荷達0.14 kg·m-3·d-1，成功啟動厭氧氨氧化反應器；Yu 等[25]通過分別接種兩種不同類型的活性污泥，成功啟動兩組序批式生物膜反應器，總氮去除負荷分別為1.62 kg·m-3·d-1和1.43 kg·m-3·d-1；金仁村等[26]成功啟動厭氧氨氧化固定床反應器，總氮去除負荷達到0.915 kg·m-3·d-1。雖然上述厭氧氨氧化反應器成功啟動時的去除性能并不相同，但對于啟動成功的標志都是一致的，即當反應器以厭氧氨氧化反應為主，進行穩(wěn)定的生物脫氮時認為反應器啟動成功。本研究反應器內(nèi)，在第12 天添加厭氧氨氧化包埋顆粒后就開始顯現(xiàn)厭氧氨氧化性能，在第49 天，反應器內(nèi)NH+4-N 和NO-2-N 的去除率都達到80%以上，總氮去除負荷0.505 kg·m-3·d-1，并且逐步提高，經(jīng)計算，第49天反應過程計量比 NH+4-N:NO-2-N:NO-3-N 為1:1.11:0.28，接近厭氧氨氧化反應的理論比值1:1.32:0.26，說明反應器內(nèi)進行著穩(wěn)定的厭氧氨氧化反應，因此可以認為經(jīng)過49 d，厭氧氨氧化反應器啟動成功。

2.3 厭氧氨氧化反應動力學

圖2 NH+4-N、NO-2-N、NO-3-N 濃度變化Fig.2 Time courses of NH+4-N，NO-2-N，NO-3-N

為研究包埋顆粒的動力學特性以及包埋后FAS 的變化，采用批次試驗對包埋顆粒進行動力學測定。實驗測得，包埋顆粒厭氧氨氧化速率與基質(zhì)濃度的對應關系見表2。

表2 基質(zhì)濃度對厭氧氨氧化反應影響Table 2 Effect of substrate concentration on Anammox

厭氧氨氧化動力學過程受 NH+4-N 濃度和NO-2-N 濃度兩個因素的限制，假設在實驗過程中厭氧氨氧化菌細胞數(shù)量不發(fā)生變化，且反應器內(nèi)始終處于完全混合狀態(tài)，那么可以用Haldane 模型[27][式(1)]對厭氧氨氧化的反應動力學進行描述

式中，v為反應速率；S為基質(zhì)濃度；vmax為最大反應速率；Km為半速率常數(shù)；Ki為半抑制常數(shù)。用Origin8.0，以Haldane 模型對表3中實驗數(shù)據(jù)進行非線性擬合，分別得包埋顆粒對NH+4-N[圖3(a)]和NO-2-N[圖3(b)]的動力學方程，擬合常數(shù)R2分別為0.949 和0.983，表現(xiàn)出良好的相關性。

由圖3(a)可得包埋顆粒最大氨反應速率(SAA-NH+4-N)為1.99 mg·mg-1·d-1，對氨的半速率常數(shù)為 1.57 mmol·L-1，氨的半抑制常數(shù)為 724.2 mmol·L-1；由圖3(b)得最大亞硝酸鹽反應速率為2.55 mg·mg-1·d-1，最大亞硝酸鹽反應速率(SAA-NO-2-N)為2.55 mg·mg-1·d-1，對亞硝酸鹽的半速率常數(shù)為1.505 mmol·L-1，亞硝酸鹽的半抑制常數(shù)為66.62 mmol·L-1。

圖3 包埋顆粒的厭氧氨氧化動力學特性Fig.3 Anammox kinetics of immobilized granules

表3 不同厭氧氨氧化污泥動力學特性Table 3 Comparison of kinetic parameters of different Anammox sludge

包埋顆粒與其他形式厭氧氨氧化污泥的動力學特性相比見表3。鄭平等[28]和祖波等[29]分別對生物脫氮流化床反應器和EGSB 反應器內(nèi)的厭氧氨氧化混培物進行動力學研究，得到的動力學特性參數(shù)差別較大，分析主要是由于混培污泥中的菌種成分較為復雜，除厭氧氨氧化菌外還存在大量的反硝化菌和厭氧甲烷菌，對動力學性能測定產(chǎn)生一定影響。Tang 等[30-31]分別研究了UASB 反應器中培養(yǎng)的HAG 和FAS，并對它們的動力學性能進行了測定。本研究通過對包埋顆粒動力學性能分析發(fā)現(xiàn)，包埋顆粒的動力學特性與HAG 相似，最大反應速率和半抑制常數(shù)大于(半速率常數(shù)小于)其他形式的厭氧氨氧化污泥，具有更好的厭氧氨氧化動力學性能。

3 討 論

厭氧氨氧化細菌與好氧氨氧化細菌(Ammonia oxidation bacteria，AOB)具有很多通性，van de Graaf等[32]發(fā)現(xiàn)一些好氧氨氧化細菌是兼性菌，可以在無氧條件下進行厭氧氨氧化反應，將氨氮轉化為N2，從中獲得能量。一般硝化污泥中Anammox 菌的含量約為1.7×106拷貝/mg 干污泥[6]，因此以硝化污泥作為厭氧氨氧化接種污泥是可行的，但在本研究過程中發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過一段時間的培養(yǎng)，接種的硝化污泥并未顯現(xiàn)出厭氧氨氧化性能，如圖2所示，直到在第12 天加入500 ml 的厭氧氨氧化包埋顆粒(約10 g 厭氧氨氧化污泥)，反應器中才出現(xiàn)NH+4-N 和NO-2-N 的同步去除，之后厭氧氨氧化功能逐漸增強，并在第65 天總氮去效率達到0.86 kg·m-3·d-1。相對于反應器內(nèi)的污泥量，所投加的包埋厭氧氨氧化污泥并不多(污泥投加比約為7%)。Tang 等[33]在中試規(guī)模條件下，以硝化污泥啟動厭氧氨氧化反應器，發(fā)現(xiàn)了同樣現(xiàn)象，在反應器運行200 d 后仍沒有NH+4-N 去除現(xiàn)象，于是在第214 天向反應器內(nèi)投加高效厭氧氨氧化顆粒污泥，成功啟動厭氧氨氧化反應器。這表明，雖然反應器內(nèi)已經(jīng)積累了一定數(shù)量的厭氧氨氧化菌，但是由于某些因素的限制不能表現(xiàn)出厭氧氨氧化功能。有研究表明，厭氧氨氧化菌只有在細胞密度達到1010個·ml-1以上時，才能顯現(xiàn)出厭氧氨氧化活性[34]，而厭氧氨氧化菌本身生長緩慢，倍增時間長達11 d，最大比生長率僅為0.06 d-1[35]，因此，反應器內(nèi)雖然富集了一定的厭氧氨氧化菌，但厭氧氨氧化菌的細胞密度很難提高，厭氧氨氧化活性無法體現(xiàn)。

圖4是第65 天在反應器中取出的包埋顆粒和塑料大孔球，從圖4(a)可以看到，包埋顆粒表面形成了很多顆粒狀紅色污泥，并從圖4(b)中可以看到，大孔球內(nèi)的辮式填料上污泥也開始發(fā)紅，并且在離包埋顆粒較近的地方也有顆粒狀紅色污泥產(chǎn)生。將這一部分紅色污泥取出，進行電鏡掃描，放大8000倍[圖4(c)]后，可以看到這些細菌為球形，兩面有凹陷，呈火山口型，是典型的厭氧氨氧化菌[36]。因此，向反應器內(nèi)投加厭氧氨氧化包埋顆粒，可以在反應器局部空間提高厭氧氨氧化菌細胞密度，從而顯現(xiàn)出厭氧氨氧化活性，進而帶動反應器內(nèi)其他厭氧氨氧化菌的代謝作用，最終在較短的時間內(nèi)成功啟動厭氧氨氧化反應器，厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌效應顯著。

在表3中，通過對比不同厭氧氨氧化污泥的動力學特性，可以看出，通過將FAS 進行包埋，制作成固定化顆粒，動力學性能有了顯著提高。包埋顆粒最大氨反應速率約為FAS 的2.8 倍，最大亞硝酸鹽反應速率約為FAS 的2.3 倍，較高的反應速率可促使基質(zhì)快速轉化，緩解基質(zhì)的自抑制作用，也可提高Anammox 污泥的產(chǎn)量。實驗還測得包埋顆粒對于氨和亞硝酸鹽的半速率常數(shù)均低于FAS，表明包埋顆粒對基質(zhì)的親和力也相對較大，更容易在競爭環(huán)境中競爭基質(zhì)，利于厭氧氨氧化的進行。而一般認為，由于包埋材料的存在會阻礙傳質(zhì)作用，其半速率常數(shù)會大于絮狀污泥，而本研究中的半速率常數(shù)較FAS 低，這可能是由于包埋后的厭氧氨氧化污泥擁有相對更集中的生物量，Anammox 菌含量更高。包埋顆粒的亞硝酸鹽半抑制常數(shù)為FAS 的5.2倍，并且高于HAG，為66.65 mmol·L-1(933.1 mg·L-1)，表明包埋后的厭氧氨氧化污泥能承受更高的亞硝酸鹽濃度，如果將式(1)進行求導，并令一階導數(shù)為零，可得到求得最大反應速率時的基質(zhì)濃度

圖4 反應器內(nèi)包埋顆粒、辮式填料照片以及污泥SEM 圖片(×8000)Fig.4 Photograph of immobilized granules(a),Ribbon-type filler(b) and SEM image of sludge(c) in reactor(×8000)

利用式(2)求得，當包埋顆粒達到最大亞硝酸鹽反應速率時，ρ(NO-2-N)為140 mg·L-1，因此，當?shù)?3天以后，進水ρ(NO-2-N)濃度高于140 mg·L-1，反應器中厭氧氨氧化反應并沒有受到抑制，并且在后續(xù)實驗中，去除負荷隨著進水基質(zhì)濃度的升高而逐漸提高。因此包埋顆粒的加入能增強系統(tǒng)對亞硝酸鹽耐受能力，有助于厭氧氨氧化反應器的高效、穩(wěn)定運行。

4 結 論

本研究以厭氧氨氧化包埋顆粒代替HAG 作為流加菌，成功實現(xiàn)了厭氧氨氧化反應器的快速啟動，并對包埋顆粒的動力學特征進行了研究，為厭氧氨氧化菌種流加技術提供了新的思路和重要理論依據(jù)，并得出以下結論。

（1）以硝化膜和硝化污泥啟動厭氧氨氧化反應器，添加厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌，可以在49 d 內(nèi)啟動厭氧氨氧化反應器，并能維持穩(wěn)定運行。此時反應器對NH+4-N 和NO-2-N 的去除率分別為80.7%和 83.1%，相應的去除負荷為 0.276 kg·m-3·d-1和0.306 kg·m-3·d-1。

（2）硝化污泥中的兼性菌會在包埋顆粒表面和附近形成厭氧氨氧化顆粒污泥，增加反應器局部厭氧氨氧化菌濃度，進而帶動反應器內(nèi)其他厭氧氨氧化菌的代謝作用，加快反應器啟動，厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌效應顯著。

（3）厭氧氨氧化包埋顆粒具有與HAG 相似的動力學性能，對基質(zhì)氨和亞硝酸的半速率常數(shù)(Km) 分別為1.57 mmol·L-1(21.98 mg·L-1)和1.505 mmol·L-1(21.05 mg·L-1)，低于常規(guī)絮狀厭氧氨氧化污泥的對應值，更容易在不利環(huán)境中獲得基質(zhì)；對氨和亞硝酸的抑制常數(shù)(Ki) 分別為 724.2 mmol·L-1(10138.8 mg·L-1)和66.65 mmol·L-1(933.1 mg·)，遠高于常規(guī)絮狀厭氧氨氧化污泥的對應值，能承受更高的基質(zhì)濃度，有利于緩解基質(zhì)的自抑制作用。

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