中圖分類號(hào)：TU992.3 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

Effect of Magnetic Particles on Initiation Process of Composite Bio-denitrification System

XUAN Siqi ^?1 ， ZHANG Shuai ¹ ， ZHANG Fengjun2， ZHANG Dong3， SUN Shaofang ¹ ，WANG Jiabin ¹

（1.School of Civil Engineering and Architecture，University of Jinan，Jinan 25O022，Shandong，China; 2.Shandong Fangyun Software Technology Co.，Ltd.， Jinan 25OooO，Shandong，China; 3.Shandong Qingdao Municipal Engineering Designand Research Institute Co.，Ltd.，Qingdao，Shandong，266000）

Abstract：To investigate theroleof ading magnetic particles intheinitiation processof biological denitrificationsystem， two biological denitrification reactors， R₁ and R₂ ，were constructed. In reactor R₂ ，the amount of magnetic particles added was 30 g/L.In the first stage，influentcontainingammonia nitrogenandnitrite nitrogen was inoculated with denitrifying sludge，while in the second stage，influent containing only ammonia nitrogen was inoculatedwith nitrifying sludge.A comparativestudywasconductedtoinvestigatetheimpactof magneticparticlesontheinitiationprocessofthecomposite denitrification system，andthe mechanism of actionof the magnetic particles was exploredthroughtheanalysis of microbial community structure.The results show thatboth reactors can be successfully initiated.In the first stage，reactors R₁ and R₂ both undergo primarily anaerobic ammonia oxidation reactions，with reactor R₂ exhibiting a higher proportion of anaerobic ammoniaoxidation.In thesecond stage，under lowdissolved oxygen conditions，acomposite biological denitrification system is formed，combining anaerobicammonia oxidation with short-range nitrification-denitrification，with reactor R₂ （204號(hào) achieving a higher total nitrogen removalrate.Compared to the inoculated sludge samples，theabundanceof anaerobic ammonia oxidation bacteria in the first stage of reactors R₁ and R₂ is increased，with a more significant increase in the abundance of anaerobic ammonia oxidation bacteria Candidatus_Kuenenia in reactor R₂ . In the second stage，reactor R₂ （204號(hào) exhibits inhibitionofnitrite-oxidizing bacteriaandnitritebacteria Nitrosomonas，whiletheabundanceofThaueraand Thermomonas bacteria is significantly increased.

Keywords：biological denitrification process；magnetic particle；anaerobic ammonia oxidation;short-range nitrficationdenitrification

在我國節(jié)能減排大背景下，以厭氧-缺氧-好氧生物處理法（AAO）為代表的生物脫氮工藝曝氣量大、能耗高的問題急需解決。相比之下，厭氧氨氧化耦合短程硝化反硝化復(fù)合脫氮體系曝氣量小，污泥產(chǎn)量少，碳源需求量低，能源消耗少，是一種具有良好應(yīng)用前景的生物脫氮新技術(shù)。

近年來的研究[表明，通過改變厭氧氨氧化和短程硝化反硝化的反應(yīng)參數(shù)能夠成功啟動(dòng)該反應(yīng)體系，并且磁場(chǎng)會(huì)影響微生物對(duì)底物的降解能力，促進(jìn)活性污泥系統(tǒng)中含氮化合物的轉(zhuǎn)化。Tao等[2]通過膜生物反應(yīng)器（MBR）的方式運(yùn)行178d成功啟動(dòng)了厭氧氨氧化（ANAMMOX）工藝。Li等3在升流式厭氧污泥床反應(yīng)器（UASB）中接種亞硝化污泥和厭氧氨氧化顆粒污泥的混合物，運(yùn)行 120d 后獲得較好的脫氮效果。Chen等4采用分步進(jìn)料策略將硝化、短程硝化、反硝化和厭氧氨氧化工藝整合，在水力停留時(shí)間（HRT）低至 5h 的條件下脫氮負(fù)荷為0.224kg/（m³?d） 。Chi等5通過對(duì)游離氨含量和溶解氧（DO）含量等關(guān)鍵參數(shù)的優(yōu)化實(shí)現(xiàn)了短程硝化-厭氧氨氧化-反硝化生物脫氮體系的快速啟動(dòng)。Cui等[6]、Duan 等[7]研究了溫度、溶解氧含量、酸堿度 ΔpH 、碳氮質(zhì)量比、游離亞硝酸、污泥齡期（SRT）等因素對(duì)亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的抑制效果。 Hu 等[8]、 Xu 等[9]、孫紹鈞等[10]、Wang等[1]研究發(fā)現(xiàn)，納米四氧化三鐵磁性粉末能夠提高污水處理中的微生物活性，刺激硝化細(xì)菌亞硝酸菌屬、硝化螺旋菌、反硝化細(xì)菌膠菌屬等功能菌的生物活性；但是，由于厭氧氨氧化菌具有世代周期長、難以富集、工藝啟動(dòng)耗時(shí)長[12]的特點(diǎn)，短程硝化反硝化也存在亞硝酸鹽的積累調(diào)控困難的問題，因此如何保障該體系的快速啟動(dòng)與穩(wěn)定高效運(yùn)行，還有待深入研究。

本文中構(gòu)建磁性生物脫氮體系，對(duì)比研究磁性顆粒對(duì)反應(yīng)器復(fù)合脫氮效能的影響和作用規(guī)律，并分析其對(duì)微生物作用機(jī)制

材料與方法

1. 1 磁性顆粒

本文中研究所使用磁性顆粒為課題組自制，以納米四氧化三鐵磁粉為主要材料，配以鈦酸酯偶聯(lián)劑、聚乙烯醇-海藻酸鈉黏合劑、無水乙醇，經(jīng)烘干、成球、固化與充磁等工序制備獲得磁性顆粒。磁性顆粒磁感應(yīng)強(qiáng)度可達(dá)到 0.85mT ，經(jīng)過 30d 的衰退，磁感應(yīng)強(qiáng)度能穩(wěn)定在 0.75mT 。磁性顆粒表面的掃描電子顯微鏡圖像見圖1。由圖可以看出，磁性顆粒表面多孔，可為微生物的附著提供載體。

1. 2 反應(yīng)器

本文中使用的反應(yīng)器裝置示意圖見圖2。該反應(yīng)器為有機(jī)玻璃制成，高度為 1 200mm ，半徑為50mm ，設(shè)有進(jìn)水口、出水口、內(nèi)循環(huán)管及曝氣管接口。配備溫度控制儀、溶解氧測(cè)試儀實(shí)現(xiàn)運(yùn)行參數(shù)的實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)與控制，外壁包裹黑色材料避光，使用內(nèi)循環(huán)泵攪拌。

本文中使用2組反應(yīng)器 R₁ 、 R₂ 開展對(duì)比實(shí)驗(yàn)，其中反應(yīng)器 R₁ 不添加磁性顆粒，反應(yīng)器 R₂ 中磁性顆粒添加量為 30g/L ，反應(yīng)器中心的磁感應(yīng)強(qiáng)度為0.75mT 。

1.3 分析方法

本文中涉及的氨氮（ NH₄⁺-N ）、亞硝態(tài)氮（ NO₂^- N）、硝態(tài)氮（ NO₃^--N? ）、總氮（TN）、DO水質(zhì)參數(shù)采用國家標(biāo)準(zhǔn)分析方法[13]， pH 采用PB-10 型酸度計(jì)測(cè)定。

高通量測(cè)序基于IlluminaHiSeq 測(cè)序平臺(tái)。本文中根據(jù)所擴(kuò)增的16SrRNA區(qū)域特點(diǎn)，構(gòu)建小片段文庫對(duì)反應(yīng)器 R₁ ！ R₂ 不同階段污泥樣品的第3、4個(gè)可變區(qū)（V3V4）區(qū)進(jìn)行聚合酶鏈?zhǔn)剑≒CR）擴(kuò)增和雙末端測(cè)序。PCR擴(kuò)增引物為341F（CCTAYGGGRB-GCASCAG）和 806R（GGACTACNNGGGTATCTAAT）。使用 TruSeq@DNAPCR-FreeSamplePreparationKit 建庫試劑盒進(jìn)行文庫構(gòu)建，構(gòu)建好的文庫經(jīng)過Qubit熒光定量儀和定量PCR分子生物學(xué)技術(shù)檢測(cè)，文庫合格后，使用HiSeq2500PE250測(cè)序儀上機(jī)并完成雙末端測(cè)序，獲取分類注釋結(jié)果并分析生物群落結(jié)構(gòu)。

1.4 模擬廢水

反應(yīng)器進(jìn)水采用人工模擬生活污水，氯化銨NH₄Cl 和亞硝酸鈉 NaNO₂ 分別提供氨氮和亞硝態(tài)氮，碳酸氫鈉 NaHCO₃ 提供碳源。

2 結(jié)果與分析

2.1 反應(yīng)器第1階段處理效果

反應(yīng)器 R₁ ！ R₂ 接種污泥為濟(jì)南某中水站反硝化污泥，反應(yīng)器內(nèi)溫度控制為 30^°C ， pH 控制為 7.5～ 8.5，反應(yīng)器換水率為 40% 。進(jìn)水前在進(jìn)水箱內(nèi)通入氮?dú)?15min ，吹脫進(jìn)水中的溶解氧。2組反應(yīng)器啟動(dòng)運(yùn)行 100d ，設(shè)置進(jìn)水中氮元素含量：第0—35天氨氮、亞硝態(tài)氮的質(zhì)量濃度分別為 41～86 、 38～ 64mg/L ，第36—65天氨氮、亞硝態(tài)氮的質(zhì)量濃度分別為 86～80，64～91mg/L ，第67—100天氨氮、亞硝態(tài)氮的質(zhì)量濃度分別為80＼～118、 90～133mg/L 。

反應(yīng)器 R₁ ！ R₂ 中氮元素的轉(zhuǎn)化規(guī)律如圖3所示。由圖可知：在反應(yīng)器運(yùn)行 0～30d ，反應(yīng)器 R₁ 、R₂ 均出現(xiàn)出水氨氮含量大于進(jìn)水氨氮含量的情況，這可能是由于接種污泥適應(yīng)新環(huán)境過程，部分細(xì)菌死亡，菌體裂解，導(dǎo)致出水氨氮含量升高[14]。反應(yīng)器運(yùn)行 30～35d 時(shí)，進(jìn)水氨氮的含量增加幅度較大，出水硝態(tài)氮含量與進(jìn)水氨氮含量差距逐漸增大，說明在厭氧環(huán)境下全程硝化反應(yīng)的比例不斷下降，發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng)概率較大，短程硝化反硝化反應(yīng)比例不斷上升。反應(yīng)器運(yùn)行 35～100d 時(shí)，反應(yīng)器R₁ 、 R₂ 出水氨氮、亞硝態(tài)氮含量不斷降低，出水硝態(tài)氮含量不斷升高，反應(yīng)器厭氧氨氧化反應(yīng)逐漸穩(wěn)定。運(yùn)行 95d 時(shí)，反應(yīng)器 R₁ 1 R₂ 中亞硝態(tài)氮消耗量與硝態(tài)氮生成質(zhì)量比分別為1.11和1.17，參考相關(guān)研究數(shù)據(jù)[15]發(fā)現(xiàn)，厭氧氨氧化反應(yīng)在反應(yīng)器中占主導(dǎo)地位。本文構(gòu)建的反應(yīng)器中厭氧氨氧化反應(yīng)比例偏小，可能是因?yàn)檫M(jìn)水中有 SO₄^2- 存在，發(fā)生了硫銨氧化反應(yīng)，部分氨氮被氧化成硝態(tài)氮[16]

反應(yīng)器 R₂ 中氨氮、亞硝態(tài)氮的去除率更高，出水硝態(tài)氮含量高于反應(yīng)器 R₁ 中的。運(yùn)行 35～100d 時(shí)，反應(yīng)器 R₂ 中厭氧氨氧化反應(yīng)的占比更高，可能是反應(yīng)器 R₁ 1 R₂ 中的厭氧氨氧化菌均得到富集。反應(yīng)器出水氨氮、亞硝態(tài)氮的含量繼續(xù)降低，總氮去除量逐漸增大，且反應(yīng)器 R₂ 的總氮去除量大于反應(yīng)器 R₁ 的，主要表現(xiàn)在反應(yīng)器運(yùn)行 65～100d 時(shí)反應(yīng)器運(yùn)行 95d 時(shí)，反應(yīng)器 R₁ ！ R₂ 中亞硝態(tài)氮消耗量與硝態(tài)氮消耗量的質(zhì)量比分別為1.11和1.17，推測(cè)反應(yīng)器 R₁ 中的厭氧氨氧化反應(yīng)比例小于反應(yīng)器 R₂ 中的。

2.2 反應(yīng)器第2階段處理效果

在第2階段中，反應(yīng)器投加硝化污泥 500mL 污泥接種量為 4 300mg/L ，進(jìn)水中停止添加亞硝態(tài)氮，停止進(jìn)水氮?dú)獯得?，進(jìn)水溶解氧質(zhì)量濃度控制在 1mg/L 左右，游離氨（FA）的質(zhì)量濃度為7.8mg/L^[17] [對(duì)NOB和氨氧化菌（AOB）的抑制質(zhì)量濃度分別為 0. 1～60 ！ 10～150mg/L] ，溫度為32^°C 。適應(yīng)運(yùn)行 10d 后，調(diào)整進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度約為 180mg/L 。

反應(yīng)器 R₁ ！ R₂ 中氨氮、硝態(tài)氮和總氮含量變化如圖4所示。由圖可知：反應(yīng)器運(yùn)行 10～26d 時(shí)，氨氮和總氮的去除率下降，原因主要是反應(yīng)器中溶解氧環(huán)境、進(jìn)水底物發(fā)生改變，AOB菌群尚不能為反硝化菌和厭氧氨氧化菌提供充足的亞硝態(tài)氮，溶解氧的存在也限制了反硝化菌和厭氧氨氧化菌的活性。反應(yīng)器運(yùn)行 26～42d 時(shí)，反應(yīng)器出水氨氮、硝態(tài)氮、總氮含量不斷下降，可能是由AOB活性逐漸恢復(fù)，短程硝化比例逐漸升高，厭氧氨氧化反應(yīng)與短程硝化反硝化反應(yīng)的比例逐漸增大造成的。反應(yīng)器運(yùn)行 42～58 d時(shí)，反應(yīng)器 R₁ 的氨氮去除率達(dá)到60% ，反應(yīng)器 R₂ 的達(dá)到 74% ，穩(wěn)定運(yùn)行過程中2個(gè)反應(yīng)器的總氮去除率分別達(dá)到 50% 和 60% ，短程硝化反硝化和厭氧氨氧化復(fù)合脫氮反應(yīng)比例逐漸增加，然后保持穩(wěn)定。

反應(yīng)器 R₂ 中氨氮、總氮的去除率均高于反應(yīng)器 R₁ 中的，原因是磁性顆粒有利于微生物富集和微生物膜增厚。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，反應(yīng)器 R₂ 中磁性顆粒表面生長的生物膜增厚，在生物膜外表面利用水中溶解氧及氨氮產(chǎn)生亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮，反硝化菌利用不適應(yīng)新環(huán)境裂解的細(xì)菌作為碳源發(fā)生短程硝化反硝化反應(yīng)，而生物膜內(nèi)表面處于缺氧階段，一部分存活下來的厭氧氨氧化菌利用亞硝態(tài)氮和氨氮發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng)。反應(yīng)器 R₂ 中的厭氧氨氧化反應(yīng)與短程硝化反硝化反應(yīng)的比例大于反應(yīng)器 R₁ 中的，原因是磁性顆粒的存在提高了反硝化菌的相對(duì)豐度。反應(yīng)器運(yùn)行 42～58d 時(shí)，反應(yīng)器 R₂ 的氨氮、總氮去除率均大于反應(yīng)器 R₁ 的，NOB不斷被抑制，AOB不斷將氨氮氧化成亞硝態(tài)氮，為反硝化菌和厭氧氨氧化菌提供亞硝態(tài)氮，短程硝化反硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)比例逐漸增加，直到穩(wěn)定，原因是磁性顆粒的加入抑制了NOB的活性，對(duì)AOB有一定的促進(jìn)作用。AOB、反硝化細(xì)菌和厭氧氨氧化菌能夠共存，反應(yīng)器主要發(fā)生短程硝化反硝化反應(yīng)和厭氧氨氧化反應(yīng)，磁性顆粒的添加提高了厭氧氨氧化菌、硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的活性。

2.3 厭氧氨氧化菌的確定及微生物群落分析

結(jié)合高通量測(cè)序，進(jìn)一步分析磁性顆粒對(duì)微生物群落的影響。濟(jì)南某中水站反硝化污泥為樣本A₀ ，第1階段運(yùn)行 100d 的反應(yīng)器 R₁ 、 R₂ 的污泥為樣本 A₁ 、 A₂ ，第2階段運(yùn)行 60d 的反應(yīng)器 R₁ 1 R₂ 的污泥為樣本 A₃ 、 A₄ 。不同污泥樣品的有效序列數(shù)見圖5。由圖可知，接種污泥樣本 A₀ 的微生物的有效序列數(shù)遠(yuǎn)大于其余4個(gè)樣本的。反應(yīng)器 R₁ ！R₂ 的反硝化污泥在第1階段啟動(dòng)過程中淘汰掉不適應(yīng)新環(huán)境的微生物，微生物多樣性下降。第2階段反應(yīng)器 R₁ ！ R₂ 中由于溶解氧的加入和溫度的升高改變了反應(yīng)器的微生物環(huán)境，因此序列數(shù)較第1階段的有所增加，且較接種污泥樣本 A₀ 的序列數(shù)少。

不同污泥樣品基于操作分類單元（OTU）的韋恩（Venn）圖如圖6所示。由圖可以看出，5個(gè)樣品共有的OUT數(shù)為359，說明樣品之間存在一定的相似性。樣本 A₁ ！ A₂ 共有的OUT數(shù)為443，樣本 A₁ 獨(dú)有的OUT數(shù)為502，樣本 A₂ 獨(dú)有的OUT數(shù)為259，樣本 A₃ ！ A₄ 共有的OUT數(shù)為826，樣本 A₃ 獨(dú)有的OUT數(shù)為219，樣本 A₄ 獨(dú)有的OUT數(shù)為327，可見磁性顆粒的加入對(duì)OUT數(shù)影響較大。樣本 A₁，A₃ 共有的OUT數(shù)為681，樣本 A₁ 獨(dú)有的OUT數(shù)為419，樣本 A₃ 獨(dú)有的OUT數(shù)為350，說明在不同運(yùn)行條件下有一定的差異性。接種污泥樣本 A₀ 中大量的微生物在培養(yǎng)的過程中被淘汰，能夠適應(yīng)環(huán)境的變形菌門和浮霉菌門等生存下來。

不同污泥樣品門水平柱狀圖如圖7所示。由圖可以看出，變形菌門是樣本中的優(yōu)勢(shì)菌門，在生物群落中具有極強(qiáng)的優(yōu)勢(shì)，樣本 A₀ 、 A₁ 、 A₂ 、 A₃ 、 A₄ 中變形菌門的相對(duì)豐度分別為 52.40% ！ 29.52% ！32.03% 、 61.68% 、 67.36% ，加人磁性顆粒之后的樣本 A₂ 中變形菌門的相對(duì)豐度較樣本 A₁ 中的增加到 32.03% ，加入磁粉之后的樣本 A₄ 中變形菌門的相對(duì)豐度較樣本 A₃ 中的增加到 67.36% ，說明磁場(chǎng)作用能夠提高變形菌門的豐度和穩(wěn)定性。厭氧氨氧化菌屬于浮霉菌門，是微生物群落的重要組成部分。Rikmann等[18]發(fā)現(xiàn)疣微菌門Verrucomicrobia參與了硫酸鹽型厭氧氨氧化脫氮過程。4個(gè)反應(yīng)器中均發(fā)現(xiàn)了疣微菌門，在樣本 A₀ 7 A₁ 1 A₂ ！ A₃ 、 A₄ 中的相對(duì)豐度分別為 0.57% 、 0.29% 、 0.15% 、 0.02% ！0.18% ，在反應(yīng)器運(yùn)行第1階段，該菌的相對(duì)豐度較高，但在第2階段該菌的相對(duì)豐度較小，原因可能是溶解氧的存在影響了疣微菌門的活性。

選取不同污泥樣品在屬水平相對(duì)豐度排名前35的屬繪制成的聚類熱圖如圖8所示。由圖可以看出：反應(yīng)器第1階段污泥樣品中發(fā)現(xiàn)了厭氧氨氧化菌Candidatus_Brocadia 和厭氧氨氧化菌Candidatus_Kuenenia 的存在[19]，與樣本 A₀ 相比，樣本 A₁ ！ A₂ 中的厭氧氨氧化菌的相對(duì)豐度顯著提高，投加磁性顆粒的反應(yīng)器 R₂ 中厭氧氨氧化菌Candidatus_Kuenenia相對(duì)豐度提升較明顯，較好地解釋了反應(yīng)第1階段主要反應(yīng)為厭氧氨氧化反應(yīng)。在反應(yīng)器第2階段污泥樣品中均檢測(cè)出了厭氧氨氧化菌Candi-datus_Brocadia、厭氧氨氧化菌Candidatus_Kuenenia、亞硝酸菌Nitrosomonas、未命名的硝化螺旋菌Uni-dentified_Nitrospi-raceae、未命名的硝化螺旋菌Uni-dentified_Nitrosomonadaceae、維氏紅細(xì)菌Rhodobacter、陶厄式菌Thauera、紅環(huán)菌Denitratisoma、砂單胞菌Arenimonas、湖沉積桿菌Limnobacter和熱單胞菌Thermomonas、根際假河桿菌Rivibacter，說明在第2階段形成了以短程硝化反硝化和厭氧氨氧化為主的復(fù)合生物脫氮體系。亞硝酸菌Nitrosomonas是一種重要的AOB，能夠?yàn)閰捬醢毖趸饔锰峁┧璧膩喯跛猁}底物。研究發(fā)現(xiàn)，樣本 A₁ 、 A₂ 、 A₃ 、 A₄ 中亞硝酸菌Nitrosomonas相對(duì)豐度分別為 1.10% 、1.05%.0.56%.0.55% ，說明在磁場(chǎng)的作用下，亞硝化菌屬有一定優(yōu)勢(shì)。未命名的硝化螺旋菌Uni-dentified_Nitrospiraceae、未命名的硝化螺旋菌Uni-dentified_Nitrosomonadaceae屬于NOB，2種菌屬的作用是將亞硝態(tài)氮氧化為硝態(tài)氮，造成硝態(tài)氮濃度升高，未命名的硝化螺旋菌Unidentified_Nitrospiraceae在樣本 A₃?A₄ 中的相對(duì)豐度分別為 0.49%.0.23% 未命名的硝化螺旋菌Unidentified_Nitrospiraceae在樣本 A₁，A₂，A₃， A₄ 相對(duì)豐度分別為 2.10% ！ 0.77% ！0.88% 、 0.86% ，說明磁性顆粒對(duì)NOB有一定的抑制作用，說明反應(yīng)器第2階段發(fā)生了短程硝化反應(yīng)。有反硝化功能的菌屬有維氏紅細(xì)菌、陶厄式菌、紅環(huán)菌、砂單胞菌、湖沉積桿菌和熱單胞菌，根際假河桿菌[20]，陶厄氏菌是短程反硝化的重要功能菌，能夠?qū)⑾鯌B(tài)氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮[21-22]，添加磁性顆粒的樣品 A₄ 中陶厄式菌的豐度較樣品 A₃ 的顯著提高，相對(duì)豐度由 3.60% 提高到 10.87% ，陶厄式菌為優(yōu)勢(shì)菌屬并占據(jù)有利生態(tài)位。添加磁性顆粒后熱單胞菌的相對(duì)豐度由樣本 A₃ 中的 0.67% 提高至樣本A₄ 中的 1.67% ，說明磁性顆粒對(duì)復(fù)合生物脫氮體系中這2種菌生長有促進(jìn)作用，較好地解釋了第2階段主要反應(yīng)為短程硝化反硝化反應(yīng)。另外，磁性顆粒對(duì)湖沉積桿菌和根際假河桿菌有抑制作用，在樣本 A₄ 中相對(duì)豐度分別降低至 0.44% 和 0.99% ，表明磁場(chǎng)深刻影響了反應(yīng)器的生物群落結(jié)構(gòu)。

3結(jié)論

本文中通過對(duì)比實(shí)驗(yàn)探究了磁性顆粒對(duì)復(fù)合生物脫氮體系啟動(dòng)過程的影響，得出如下結(jié)論：

1）在反應(yīng)器第1階段，厭氧狀態(tài)下以氨氮與亞硝態(tài)氮為底物，反應(yīng)器均能成功啟動(dòng)，反應(yīng)器 R₁ 、R₂ 均能發(fā)生以厭氧氨氧化為主的反應(yīng)，并且添加磁性顆粒的反應(yīng)器 R₂ 中厭氧氨氧化反應(yīng)占比更大。2）在反應(yīng)器第2階段，在低溶解氧條件下，繼續(xù)接種硝化污泥，能形成較穩(wěn)定的復(fù)合生物脫氮體系，啟動(dòng)過程中氨氮去除率分別為 60% 、 74% ，穩(wěn)定運(yùn)行過程中，總氮的去除率分別為 50% 1 65% 。3）與接種污泥樣本 A₀ 比較，在反應(yīng)器第1階段2個(gè)反應(yīng)器厭氧氨氧化菌相對(duì)豐度均增大，投加磁性顆粒的反應(yīng)器 R₂ 中厭氧氨氧化菌Candidatus_Kuenenia豐度提升較明顯，在反應(yīng)器第2階段，投加磁性顆粒的反應(yīng)器 R₂ 對(duì)NOB和亞硝酸菌具有抑制作用，陶厄式菌和熱單胞菌的豐度提升明顯。

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（責(zé)任編輯：于海琴）