rNH4=(μ_AN S_NH4 S_NO2)/(Y_AN K_NH4+S_NH4 K_NO2+S_NO2 )                                         (2)

其中μAN是随抗生素添加而变化的AnAOB菌每天的比生长速率；KNH4和KNO2是AnAOB菌的氨和亚硝酸盐的亲和常数，报道值分别为0。73和0。55 mg N L-1[18]；SNH4和SNO2分别是代表氨和亚硝酸盐浓度（mgN L-1））；而YAN是AnAOB菌的生物量产量，常值为0。159 mg COD mg-1 N。生长迟缓系数（GRC）定义为（μAN0-μANI）/μAN0×100％，其中μAN0是添加抗生素之前，AnAOB菌每天的比生长速率，μANI是添加抗生素的条件下AnAOB每天的比生长速率。由于4 h批次实验过程中内源性衰变引起的细胞损失极小，因此，在参数估计期间衰变中的生物量损失可以被忽略。

2。4SMP和EPS的提取

将总共25mL的污泥样品在3000g条件下离心分离30min分离出固体，收集的上清液被认为是可溶性微生物产物（SMP）[19]。洗涤剩余的污泥颗粒并用0。85％NaCl溶液定容至25mL。此后，进行1小时的热处理，然后再在3000g条件下离心30min，将所得上清液视为结合态细胞外聚合物质（EPS）[20]。通过使用0。45μm膜过滤混合物液体并离心，最终获得胞外聚合物（EPS）。使用具有葡萄糖标准的蒽酮方法进行多糖（PS）测定，并使用经牛血清白蛋白作为标准的Lowry法测定蛋白质（PN）浓度[21]。论文网

2。5分析方法

使用标准方法[22]测定氨盐，亚硝酸盐，硝酸盐，VSS和悬浮固体（SS）浓度，pH和沉降速度（VS）。使用Leica DM2LB显微镜和数码相机（Canon S30）的图像分析系统（QCOLite）测量平均颗粒直径（MGD）。使用透射电子显微镜（TEM）观察颗粒的形态学[3]，并使用EA3000元素分析仪（Euro Vector，Italy）测定颗粒的C，H和N含量。

2。6统计分析

通过Pearson相关分析可以确定抑制物的剂量与anammox颗粒污泥的生理特性之间的关系。使用社会科学统计软件（SPSS）13。0（SPSS Inc。，USA）中的t检验进行变量之间的统计比较。

3、结果

3。1anammox反应器的长期性能变化

两个anammox反应器成功初始化，氮除去率（NRR）为9。5 kg N m-3 d-1，总氮去除效率（NRE）为86％，表明这两个anammox反应器性能稳定。然后，不同的反应器在不同阶段对应添加不同的浓度的抑制物。如表1所述。

3。2 Cu和Zn对anammox性能的联合作用

将Cu（II）和Zn（II）添加到R1的进水中，没有观察到氮去除率的显着波动（t检验，p＞0。1出水NH4+-N，NO2--N和NO3--N）当JLR为0。02kg m-3 d-1时（图1）。大约在20天左右，NO2--N（高达40 mg L-1）的浓度增加，当联合负荷增加到0。04 kg m-3 d-1时，反应器迅速恢复正常。由于在这阶段（P0-P2）中氮去除率差异不显着，anammox颗粒污泥耐受的重金属负荷高达0。04 kg m-3 d-1。当JLR增加到0。12kg m-3d-1，P3阶段的性能显著恶化。出水的NH4+-N和NO2--N浓度增加到超过100mg L-1，相应的氮去除率在P4结束时，急剧下降到50％。因此，0。12kg m-3d-1的高负荷重金属导致anammox反应器迅速崩溃。此外，停止添加重金属后，反应器恶化更加严重。出水的NH4+-N和NO2--N浓度保持在150mg L-1以上，平均NRE低于其后20天内NRE的39。8±7。1％，表明anammox颗粒污泥的毒性作用更严重。因此，应该采取减少NLR的策略来避免亚硝酸盐和重金属的协同抑制作用。第53天时，进水NH4+-N和NO2--N浓度降至210 mg L-1，出水NO2--N浓度逐渐降至低于100 mg L-1，之后进水浓度保持在140 mg L-1，第92天时NRE恢复到60％。随着NRR的增加速率为0。0633kgN m-3 d-2，反应器在192天恢复正常水平，表明重金属引起的anammox反应器中恢复是一个耗时的过程。