本发明涉及污水处理与再生技术领域，具体是涉及一种铁离子强化厌氧氨氧化脱氮工艺。
背景技术：
传统的生物脱氮工艺，以硝化和反硝化作用为核心。硝化作用(nitrification)，即好氧条件下，氨氧化菌(ammoniaoxidizingbacteria,aob)将氨氮氧化为亚硝酸盐，继而亚硝酸盐氧化菌(nitriteoxidizingbacteria,nob)将亚硝酸盐氧化为硝酸盐；反硝化作用(denitrification)，即缺氧条件下反硝化菌(denitrifyingbacteria)将硝酸盐或亚硝酸盐还原为氮气。基于硝化反硝化作用原理，传统的生物脱氮工艺主要有：序批式活性污泥法(sbr)、缺氧/好氧(a/o)工艺、厌氧/缺氧/好氧(a/a/o)工艺、氧化沟工艺、uct工艺、bardenpho工艺、脱碳/硝化/反硝化(barth)工艺等。
尽管传统硝化反硝化工艺得到广泛应用及不断的技术改良，但受限于脱氮机理，始终存在许多难以避免的缺点：①由于硝化/反硝化工艺较低的容积脱氮效率(<0.50kgn/(m3·d))，导致反应池占地面积大，基建投资高；②处理低碳氮比废水时，反硝化段需要外加有机碳源，增加运行成本；而处理高氨氮废水时，需要投加碱度来中和硝化产生的酸度，导致处理费用增加甚至造成二次污染；③硝化过程需氧量高、能耗大，其曝气消耗的电能占污水厂总耗电的60％以上；此外，污泥及硝化液回流，导致动力消耗和运行成本增加；④脱氮过程中产生不容忽视的温室气体排放，如co2、ch4和n2o。因此，经济高效的新型生物脱氮技术研发，成为水污染控制领域中的重点及热点。
厌氧氨氧化(anaerobicammoniumoxidation,anammox)，指厌氧条件下，厌氧氨氧化菌(anaerobicammoniaoxidationbacteria,aaob)以氨氮为电子供体，以亚硝酸盐为电子受体，将其直接转化为氮气的脱氮过程。相较于传统硝化反硝化工艺，厌氧氨氧化工艺具有节省60％的曝气消耗、无需外加有机碳源、减少90％的污泥产生量等优势，且处理费用仅为0.75欧元/kgn，远低于传统生物脱氮工艺(2-5欧元/kgn)，具有革命性的技术优势和广泛的应用前景，受到研究者越来越广泛的关注。
与传统的生物脱氮工艺相比，厌氧氨氧化工艺容积负荷高、运行效率高、污泥产量少，但其工艺应用仍存在一些问题：常用的接种污泥中，厌氧氨氧化菌丰度很低，且无厌氧氨氧化活性，导致污泥富集培养慢；而且工艺稳定性差，运行技术要求高，厌氧氨氧化菌影响因素多，对环境条件敏感，当前有许多文献研究了氮素基质对厌氧氨氧化菌的抑制效应，如游离氨(freeammonium,fa)、硝酸盐及亚硝酸盐，较高的基质累积容易导致系统失稳；在处理高有机物含量废水如猪场废水、马铃薯废水时，有机物可导致异养反硝化微生物对厌氧氨氧化菌的竞争优势，进而导致系统失稳。
然而现有技术中主要采用优化反应器构型、投加填料、接种不同类型的接种污泥、优化运行参数、外加磁场等方式来强化厌氧氨氧化污泥的富集培养及工艺启动，而微量元素对厌氧氨氧化的影响，则较少有研究涉及。
铁元素是微生物生长的必需元素，细胞代谢反应需要多种含铁蛋白参与。厌氧氨氧化生理生化作用的进行，有赖于多种富含血红素的功能蛋白，因此对铁元素需求较大。在实验中我们发现，厌氧氨氧化研究中常用模拟废水中铁元素含量不足，而当前关于铁元素强化厌氧氨氧化工艺研究主要集中于亚铁离子，实际应用中亚铁离子极易转化为铁离子，可行性差。因此，需要一种铁离子强化厌氧氨氧化脱氮工艺。
技术实现要素：
本发明解决的技术问题是：针对现有技术中厌氧氨氧化脱氮富集培养慢，工艺稳定性差，厌氧氨氧化脱氮效率有待提高的问题，提供了一种铁离子强化厌氧氨氧化脱氮工艺。
本发明的技术方案是：一种铁离子强化厌氧氨氧化脱氮工艺，所述厌氧氨氧化脱氮工艺具体步骤如下：
步骤一:先在待处理废水中加入1.25ml/l微量元素浓缩液，再调节待处理废水的ph范围在6.7～6.8之间，最后用浓度大于99.5％高纯氮气曝气至溶解氧低于0.5mg/l得到处理废水，曝气时间为2～3小时；
步骤二:污泥选用反硝化污泥，用ph＝7.2的k2hpo4/kh2po4缓冲液冲洗所述反硝化污泥多次，以洗去所述反硝化污泥中氨氮、有机物、亚硝酸盐及硝酸盐，将所述污泥添加进厌氧氨氧化反应器；
步骤三:处理废水进入厌氧氨氧化反应器中，并同时在厌氧氨氧化反应器进水处使用添加器添加浓度为0.14mmol/l的铁离子，脱氮反应过程中控制厌氧氨氧化反应器中反应温度为35±1℃，厌氧氨氧化反应器中的污泥浓度为12g/l，厌氧氨氧化反应器中污泥停留时间为20～60d，向厌氧氨氧化反应器鼓入氧气，控制其曝气量为10～30m3/(m3·h)，使厌氧氨氧化反应器中的溶解氧保持在0.5mg/l，氧化还原电位控制在-100～80mv，控制有机负荷50～100mg/lcod；
步骤四:厌氧氨氧化反应器出水进入沉淀池进行固液分离，沉淀池水力停留时间为1.5～2.5h，沉淀池污泥回流至厌氧氨氧化反应器中；
步骤五:沉淀池出水进入缺氧池，缺氧池中水力停留时间为1.3h，缺氧池中的溶解氧(do)控制在1.1mg/l，污泥浓度为6.5g/l；
步骤六:缺氧池出水进入好氧池，好氧池中停留时间为30～35h，向好氧池中鼓入氧气，使好氧池中的do维持在4.5mg/l，污泥浓度为5.5g/l，好氧池末端混合液回流到缺氧池，回流比为450％，在好氧池末端或后部设置超滤膜进行固液分离，固液分离后的出水进入后续深度处理工艺进行处理。
进一步的，所述污泥接种阶段中冲洗污泥次数为3次，该次数下可以确保在保证效率的同时有效的冲洗反硝化污泥中氨氮、有机物、亚硝酸盐及硝酸盐。
进一步的，所述微量元素浓缩液由feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o组成，所述feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o的浓度分别为:feso4浓度为0.625mg/l，h3bo4浓度为0.0175mg/l，mncl2·4h2o浓度为1.2375mg/l，cuso4·5h2o浓度为0.3125mg/l，znso4·7h2o浓度为0.5375mg/l，nicl2·6h2o浓度为0.2375mg/l，naseo4·10h2o浓度为0.2625mg/l，namoo4·2h2o浓度为0.275mg/l，该微量元素的浓度可以满足微生物的生长，能提高本工艺过程效率17％。
进一步的，所述厌氧氨氧化脱氮工艺中，控制有机负荷为100mg/lcod，在该有机负荷下厌氧氨氧化作用效果最好。
进一步的，所述厌氧氨氧化脱氮工艺中，调节ph选用质量浓度30～38％的酸溶液进行，该浓度下的酸溶液可以轻度调节ph，避免ph调整不准确。
进一步的，所述厌氧氨氧化脱氮工艺中需要在遮光条件下反应进行，避免光对厌氧氨氧化工艺过程中的影响。
进一步的，所述厌氧氨氧化脱氮工艺中通过加入氯化铁的形式向厌氧氨氧化反应器进水处添加铁离子。
进一步的，所述厌氧氨氧化脱氮工艺中铁离子添加用添加器控制添加，所述添加器包括铁离子检测装置、微处理器、储能供能装置和显示屏，所述铁离子检测装置位于所述添加器的最右侧内部，所述微处理器位于所述添加器的底部中间，所述储能供能装置位于所述微处理器的左侧，所述显示屏位于所述添加器的前侧面，所述添加器上顶面设有添加口，所述添加器的左下底面设有出液控制阀，所述微处理器的上端设有磁力搅拌器，所述磁力搅拌器下设有电机，所述铁离子检测装置右上内侧设有检测液添加口，所述铁离子检测装置的左侧面中间外侧设有进液口，所述进液口内侧对应位置设有自动闸门，所述微处理器与显示屏和铁离子检测装置通过数据线连接，微处理器用于将铁离子检测装置的数据信息进行处理显示在显示屏上，所述储能供能装置与所述电机、自动闸门、微处理器、铁离子检测装置和显示屏。
本发明的有益效果是：
(1)采用浓度为进出水氮素指标、氮素去除率、容积氮负荷及容积氮去除速率，稳定运行阶段，添加铁离子的是未添加铁离子的1.94倍。
(2)进水添加铁离子可促进厌氧氨氧化菌的富集，从而提高了厌氧氨氧化污泥的活性，加快厌氧氨氧化脱氮富集培养。
(3)添加铁离子可以使厌氧氨氧化中粒径略高，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，铁离子是酶的常见活性剂，可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，提高厌氧氨氧化的工艺稳定性和厌氧氨氧化脱氮效率。
(4)未添加铁离子中厌氧氨氧化菌铁元素含量为1.1％，添加铁离子中厌氧氨氧化菌铁元素含量分别为2.8％，添加铁离子的显著高于未添加铁离子的，进而提高厌氧氨氧化脱氮效率。
(5)在有效冲击为100mg/lcod效果显著，有利于提高厌氧氨氧化活性，进而提高厌氧氨氧化脱氮效率。
附图说明
图1是启动过程中的进出水氮素指标图，其中，(a)r1(对照组)、(b)r2(0.14mmol/lfe3+)。
图2是启动过程中氨氮、亚硝酸盐及总氮去除效果图，其中，(a)r1(对照组)、(b)r2(0.14mmol/lfe3+)。
图3是启动过程中容积氮负荷及容积氮去除速率图，其中，(a)r1(对照组)、(b)r2(0.14mmol/lfe3+)。
图4是启动过程中厌氧氨氧化活性的变化图。
图5是sem图，其中，(a)接种污泥、(b)r1-160d、(c)r2-160d。
图6是160d厌氧氨氧化污泥粒径图。
图7是初始微量元素含量图。
图8是160d时微量元素含量图，其中，(a)r1(对照组)、(b)r2(0.14mmol/lfe3+)。
图9是有机负荷下污泥活性的变化图。
图10是添加器结构示意图，其中，1-添加器、11-磁力搅拌器、111-电机、12-添加口、13-出液控制阀、2-铁离子检测装置、21-检测液添加口、22-进液口、23-自动闸门、3-微处理器、4-储能供能装置、5-显示屏。
具体实施方式
实施例1
一种铁离子强化厌氧氨氧化脱氮工艺，所述厌氧氨氧化脱氮工艺具体步骤如下：
步骤一:先在待处理废水中加入1.25ml/l微量元素浓缩液，再选用质量浓度30％的酸溶液进行调节待处理废水使ph在6.7，该浓度下的酸溶液可以轻度调节ph，避免ph调整不准确。最后用浓度大于99.5％高纯氮气曝气至溶解氧低于0.5mg/l得到处理废水，曝气时间为2小时；
步骤二:污泥选用反硝化污泥，用ph＝7.2的k2hpo4/kh2po4缓冲液冲洗所述反硝化污泥多次，以洗去所述反硝化污泥中氨氮、有机物、亚硝酸盐及硝酸盐，将所述污泥添加进厌氧氨氧化反应器；
步骤三:处理废水进入厌氧氨氧化反应器中，并同时在厌氧氨氧化反应器进水处使用添加器1添加浓度为0.14mmol/l的铁离子，通过加入氯化铁的形式向厌氧氨氧化反应器进水处添加铁离子，脱氮反应过程中控制厌氧氨氧化反应器中反应温度为34℃，厌氧氨氧化反应器中的污泥浓度为12g/l，厌氧氨氧化反应器中污泥停留时间为20d，向厌氧氨氧化反应器鼓入氧气，控制其曝气量为10m3/(m3·h)，使厌氧氨氧化反应器中的溶解氧保持在0.5mg/l，氧化还原电位控制在-100mv，控制有机负荷为100mg/lcod，在该有机负荷下厌氧氨氧化作用效果最好，遮光条件下反应进行，避免光对厌氧氨氧化工艺过程中的影响；
步骤四:厌氧氨氧化反应器出水进入沉淀池进行固液分离，沉淀池水力停留时间为1.5h，沉淀池污泥回流至厌氧氨氧化反应器中；
步骤五:沉淀池出水进入缺氧池，缺氧池中水力停留时间为1.3h，缺氧池中的溶解氧(do)控制在1.1mg/l，污泥浓度为6.5g/l；
步骤六:缺氧池出水进入好氧池，好氧池中停留时间为30h，向好氧池中鼓入氧气，使好氧池中的do维持在4.5mg/l，污泥浓度为5.5g/l，好氧池末端混合液回流到缺氧池，回流比为450％，在好氧池末端或后部设置超滤膜进行固液分离，固液分离后的出水进入后续深度处理工艺进行处理。
如图10所示，添加器1包括铁离子检测装置2、微处理器3、储能供能装置4和显示屏5，铁离子检测装置2位于添加器1的最右侧内部，微处理器3位于添加器1的底部中间，储能供能装置4位于微处理器3的左侧，显示屏5位于添加器1的前侧面，添加器1上顶面设有添加口12，添加口12用于添加氯化铁和水溶液，添加器1的左下底面设有出液控制阀13，可以通过阀门控制出液的速度，微处理器3的上端设有磁力搅拌器11，磁力搅拌器11可以将溶液快速混合，加快混合的均匀度，磁力搅拌器11下设有电机111，铁离子检测装置2右上内侧设有检测液添加口21，用于添加检测液，配合铁离子检测装置2的检测，铁离子检测装置2的左侧面中间外侧设有进液口22，进液口22内侧对应位置设有自动闸门23，微处理器3与显示屏5和铁离子检测装置2通过数据线连接，微处理器用于将铁离子检测装置2的数据信息进行处理显示在显示屏5上，储能供能装置4与电机111、自动闸门23、微处理器3、铁离子检测装置2和显示屏5。
微量元素浓缩液由feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o组成，所述feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o的浓度分别为:feso4浓度为0.625mg/l，h3bo4浓度为0.0175mg/l，mncl2·4h2o浓度为1.2375mg/l，cuso4·5h2o浓度为0.3125mg/l，znso4·7h2o浓度为0.5375mg/l，nicl2·6h2o浓度为0.2375mg/l，naseo4·10h2o浓度为0.2625mg/l，namoo4·2h2o浓度为0.275mg/l，该微量元素的浓度可以满足微生物的生长，能提高本工艺过程效率17％。
采用本厌氧氨氧化脱氮工艺，容积氨氮去除速率和容积氮去除速率分别为578.4和1013.2mg/(l·d)，污水中氨氮去除效率为98.9％。
实施例2
一种铁离子强化厌氧氨氧化脱氮工艺，所述厌氧氨氧化脱氮工艺具体步骤如下：
步骤一:先在待处理废水中加入1.25ml/l微量元素浓缩液，再选用质量浓度35％的酸溶液进行调节待处理废水使ph在6.7，该浓度下的酸溶液可以轻度调节ph，避免ph调整不准确。最后用浓度大于99.5％高纯氮气曝气至溶解氧低于0.5mg/l得到处理废水，曝气时间为2.5小时；
步骤二:污泥选用反硝化污泥，用ph＝7.2的k2hpo4/kh2po4缓冲液冲洗所述反硝化污泥多次，以洗去所述反硝化污泥中氨氮、有机物、亚硝酸盐及硝酸盐，将所述污泥添加进厌氧氨氧化反应器；
步骤三:处理废水进入厌氧氨氧化反应器中，并同时在厌氧氨氧化反应器进水处使用添加器1添加浓度为0.14mmol/l的铁离子，通过加入氯化铁的形式向厌氧氨氧化反应器进水处添加铁离子，脱氮反应过程中控制厌氧氨氧化反应器中反应温度为35℃，厌氧氨氧化反应器中的污泥浓度为12g/l，厌氧氨氧化反应器中污泥停留时间为60d，向厌氧氨氧化反应器鼓入氧气，控制其曝气量为20m3/(m3·h)，使厌氧氨氧化反应器中的溶解氧保持在0.5mg/l，氧化还原电位控制在30mv，控制有机负荷为100mg/lcod，在该有机负荷下厌氧氨氧化作用效果最好，遮光条件下反应进行，避免光对厌氧氨氧化工艺过程中的影响；
步骤四:厌氧氨氧化反应器出水进入沉淀池进行固液分离，沉淀池水力停留时间为2h，沉淀池污泥回流至厌氧氨氧化反应器中；
步骤五:沉淀池出水进入缺氧池，缺氧池中水力停留时间为1.3h，缺氧池中的溶解氧(do)控制在1.1mg/l，污泥浓度为6.5g/l；
步骤六:缺氧池出水进入好氧池，好氧池中停留时间为33h，向好氧池中鼓入氧气，使好氧池中的do维持在4.5mg/l，污泥浓度为5.5g/l，好氧池末端混合液回流到缺氧池，回流比为450％，在好氧池末端或后部设置超滤膜进行固液分离，固液分离后的出水进入后续深度处理工艺进行处理。
添加器1与实施例1相同。
微量元素浓缩液由feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o组成，所述feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o的浓度分别为:feso4浓度为0.625mg/l，h3bo4浓度为0.0175mg/l，mncl2·4h2o浓度为1.2375mg/l，cuso4·5h2o浓度为0.3125mg/l，znso4·7h2o浓度为0.5375mg/l，nicl2·6h2o浓度为0.2375mg/l，naseo4·10h2o浓度为0.2625mg/l，namoo4·2h2o浓度为0.275mg/l，该微量元素的浓度可以满足微生物的生长，能提高本工艺过程效率17％。
采用本厌氧氨氧化脱氮工艺，容积氨氮去除速率和容积氮去除速率分别为619.0和1030.9mg/(l·d)，污水中氨氮去除效率为99.3％。
实施例3
一种铁离子强化厌氧氨氧化脱氮工艺，所述厌氧氨氧化脱氮工艺具体步骤如下：
步骤一:先在待处理废水中加入1.25ml/l微量元素浓缩液，再选用质量浓度38％的酸溶液进行调节待处理废水使ph在6.8，该浓度下的酸溶液可以轻度调节ph，避免ph调整不准确。最后用浓度大于99.5％高纯氮气曝气至溶解氧低于0.5mg/l得到处理废水，曝气时间为3小时；
步骤二:污泥选用反硝化污泥，用ph＝7.2的k2hpo4/kh2po4缓冲液冲洗所述反硝化污泥多次，以洗去所述反硝化污泥中氨氮、有机物、亚硝酸盐及硝酸盐，将所述污泥添加进厌氧氨氧化反应器；
步骤三:处理废水进入厌氧氨氧化反应器中，并同时在厌氧氨氧化反应器进水处使用添加器1添加浓度为0.14mmol/l的铁离子，通过加入氯化铁的形式向厌氧氨氧化反应器进水处添加铁离子，脱氮反应过程中控制厌氧氨氧化反应器中反应温度为36℃，厌氧氨氧化反应器中的污泥浓度为12g/l，厌氧氨氧化反应器中污泥停留时间为40d，向厌氧氨氧化反应器鼓入氧气，控制其曝气量为30m3/(m3·h)，使厌氧氨氧化反应器中的溶解氧保持在0.5mg/l，氧化还原电位控制在80mv，控制有机负荷为100mg/lcod，在该有机负荷下厌氧氨氧化作用效果最好，遮光条件下反应进行，避免光对厌氧氨氧化工艺过程中的影响；
步骤四:厌氧氨氧化反应器出水进入沉淀池进行固液分离，沉淀池水力停留时间为2.5h，沉淀池污泥回流至厌氧氨氧化反应器中；
步骤五:沉淀池出水进入缺氧池，缺氧池中水力停留时间为1.3h，缺氧池中的溶解氧(do)控制在1.1mg/l，污泥浓度为6.5g/l；
步骤六:缺氧池出水进入好氧池，好氧池中停留时间为35h，向好氧池中鼓入氧气，使好氧池中的do维持在4.5mg/l，污泥浓度为5.5g/l，好氧池末端混合液回流到缺氧池，回流比为450％，在好氧池末端或后部设置超滤膜进行固液分离，固液分离后的出水进入后续深度处理工艺进行处理。
添加器1与实施例1相同。
微量元素浓缩液由feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o组成，所述feso4，h3bo4，mncl2·4h2o，cuso4·5h2o，znso4·7h2o，nicl2·6h2o，naseo4·10h2o和namoo4·2h2o的浓度分别为:feso4浓度为0.625mg/l，h3bo4浓度为0.0175mg/l，mncl2·4h2o浓度为1.2375mg/l，cuso4·5h2o浓度为0.3125mg/l，znso4·7h2o浓度为0.5375mg/l，nicl2·6h2o浓度为0.2375mg/l，naseo4·10h2o浓度为0.2625mg/l，namoo4·2h2o浓度为0.275mg/l，该微量元素的浓度可以满足微生物的生长，能提高本工艺过程效率17％。
采用本厌氧氨氧化脱氮工艺，容积氨氮去除速率和容积氮去除速率分别为594.7和1021.4mg/(l·d)，污水中氨氮去除效率为99.1％。
为更好证明添加铁离子可强化厌氧氨氧化脱氮工艺，通过如下实验数据进行证明加入浓度为0.14mmol/l的铁离子对厌氧氨氧化的作用，其中r1为对照组，r2为添加浓度为0.14mmol/l的铁离子。
(1)r1(对照组)和r2(0.14mmol/lfe3+)中进出水氮素指标、氮素去除率、容积氮负荷及容积氮去除速率分别如图1、2、3所示，其中(a)为r1对照组，(b)为r2(0.14mmol/lfe3+)。
将厌氧氨氧化启动过程分为四个阶段：内源反硝化阶段(phaseⅰ)、活性迟滞阶段(phaseⅱ)、活性提高阶段(phaseⅲ)和稳定运行阶段(phaseⅳ)，如表1所示：
表1反应器启动过程中的阶段划分
可见，r2组承受的容积氮负荷最高，其活性提高阶段为29-138d，此过程中进水氨氮和亚硝酸盐浓度分别由90.3和120.4mg/l提高到378.2和503.8mg/l，容积氮负荷由133.0mg/(l·d)提高至1102mg/(l·d)，在此过程中，反应器出水水质稳定，平均氨氮和亚硝酸盐去除率分别为94.8％和95.7％，138d时反应器容积氨氮去除速率和容积氮去除速率分别为619.0和1030.9mg/(l·d)。
表2稳定阶段各反应器运行状况
可见，稳定运行阶段，组r2中总氮去除率为93.7％，略高于对照组r1中总氮去除率90.6％；组r2中容积氮去除速率为1036.9mg/(l·d)，是对照组反应器的1.94倍。
(2)启动过程中厌氧氨氧化活性的变化如图4所示：
可见，运行40d时，r1和r2分别为10.5和11.4mgn·g/(vss·d)，随着富集培养的进行，各组中污泥saa体现出一定的差异性，并与铁离子添加量呈现出一定的正相关。运行至80d，r1和r2中污泥saa分别提高为75.8和92.6mgn·g/(vss·d)，此时反应器容积氮负荷保持一致，相较于对照组saa更高，证明组r2中更高的污泥活性。运行至120d，r1和r2中污泥saa进一步提高为115.0和172.8mgn·g/(vss·d)，明显高于对照组。运行至160d,各组均处于稳定阶段，容积氮去除速率不同，此时r1和r2中污泥saa分别为134.8和220.5mgn·g/(vss·d)，污泥活性高低顺序为：r2大于r1。该结果也与稳定阶段的反应器容积氮负荷及容积氮去除速率结果一致，可推断出进水添加铁离子可促进厌氧氨氧化菌的富集，从而提高了厌氧氨氧化污泥的活性。
(3)铁离子添加对厌氧氨氧化污泥形貌的影响。
1)利用扫描电镜对启动前后污泥形貌进行对比分析，如图5所示。图中a为接种反硝化污泥sem图，图b和c分别是160d时反应器r1和r2中污泥样品的sem图。
由图5的图a可以看出，接种污泥中存在丰富的微生物，以球菌为主，并团聚一起，污泥表面凹凸不平。而经历160d后的反应器启动后，对照组r1中污泥表面以球菌为主，其粒径在0.5-1.0μm，一些纤维状细菌交织缠绕，污泥表面充满一定空隙，被认为是内部微生物能量代谢的重要通道[145]；在反应器r2污泥表面出现大量球菌，其粒径在0.5-1μm，为明显的厌氧氨氧化菌富集，厌氧氨氧化菌饱满，完整性较好，且分泌有大量的胞外聚合物。sem图片表明，铁离子的添加对厌氧氨氧化的污泥形貌具有一定影响，r2中可以看出明显更多的胞外聚合物分泌，且厌氧氨氧化菌形态更好。
2)用激光粒度仪分析粒径，取160d时污泥样品，结果图6所示：
可见，r1和r2中污泥160d时中位粒径d50分别为796和1040μm，r2中粒径略高，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，铁离子是酶的常见活性剂，可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。
(4)铁离子添加对污泥样品微生物的影响。
借助eds能谱仪分析微生物微量元素组成的变化。接种污泥中难以检测到厌氧氨氧化菌，其微生物主要微量元素组成如图7所示。选取si、al、na、p、k、ca、fe为主要微量元素。由图7可得，接种污泥微生物中si、al、na、p、k、ca、fe元素含量分别为1.6％、1.1％、1.0％、0.9％、0.4％、0.4％、0.5％。
经过160d的富集培养，各反应器中有明显的厌氧氨氧化菌富集，与环境样品扫描电镜相结合，采用eds能谱仪分析了各组反应器污泥中厌氧氨氧化菌主要微量元素组成，如图8所示。
可见，经160d的富集培养，如图8的图a，反应器r1中厌氧氨氧化菌si、al、na、p、k、ca、fe元素含量分别为1.7％、1.2％、1.1％、0.8％、0.5％、0.6％、1.1％；如图8的图b，r4中厌氧氨氧化菌si、al、na、p、k、ca、fe元素含量分别为1.8％、1.3％、1.0％、0.9％、0.8％、0.4％、2.8％。对照组r1中厌氧氨氧化菌铁元素含量为1.1％，r2中厌氧氨氧化菌铁元素含量分别为2.8％，显著对照组。
(5)有机负荷下污泥活性的变化，选取各反应器20、30、40、50、60d时污泥，测定其比厌氧氨氧化活性，其结果如图9所示。
可见，反应器运行至20d时，反应器r1和r4中污泥saa分别为105.0和107.2mgn·g/(vss·d)。运行至30d时r1和r4中，污泥saa分别为106.5和118.2mgn·g/(vss·d)。对照组r1中saa几乎与20d一致，而r4中saa有一定提升，其原因是由于铁离子添加提高了污泥厌氧氨氧化活性，与启动阶段结果一致。30～40d，反应器开始进水cod浓度提升至100mg/l，40d时，反应器r1和r4污泥saa分别为108.6和122.4mgn·g/(vss·d)，r4比厌氧氨氧化活性高于对照组。40～50d时，各反应器进水cod浓度为150mg/l，50d时反应器r1和r4污泥saa明显下降，分别为75.5和86.3mgn·g/(vss·d)，而进水cod为200mg/l时，污泥比厌氧氨氧化活性进一步下降，分别为46.8和52.4mgn·g/(vss·d)。因此，低浓度有机负荷下(50、100mg/l)下，厌氧氨氧化作用并未受到限制，而有机负荷提升至150、200mg/lcod时，厌氧氨氧化作用明显减弱，所以在有效冲击为100mg/lcod效果最好。
最后应说明的是：以上实施例仅用以说明本发明的技术方案，而非对其限制；尽管参照前述实施例对本发明进行了详细的说明，本领域的普通技术人员应当理解：其依然可以对前述实施例所记载的技术方案进行修改，或者对其中部分技术特征进行等同替换；而这些修改或者替换，并不使相应技术方案的本质脱离本发明实施例技术方案的精神和范围。