鄧秋金，宿程遠，陸欣雅，關鑫，覃容華，鄧鈺蓮，高澍，黃尊

（1 珍稀瀕危動植物生態(tài)與環(huán)境保護教育部重點實驗室，廣西桂林541004； 2 廣西師范大學環(huán)境與資源學院，廣西 桂林541004）

引 言

水體中氮污染已成為嚴峻水環(huán)境問題，高濃度硝酸鹽和亞硝酸鹽廢水過量排放，致使水體富營養(yǎng)化、污染地下水、誘發(fā)人體發(fā)生疾病等[1]，因此諸多學者積極探索廢水脫氮的有效方法[2]，生物法可利用反硝化細菌等將NO3--N 和NO2--N 轉化為N2，是現(xiàn)今最常用的脫氮方法之一[1]。微生物燃料電池（MFC）可利用微生物作為催化劑將有機化合物氧化分解，將有機物中的化學能直接轉化為電能，且可實現(xiàn)同步脫氮[3-4]。Huang 等[1]的研究表明MFC 在接種污泥的閉合電路下（Thauera 59.9%，Geobacter 6.5%）平均脫氮率可高達(12.2±0.6) kg NO3--N·(m3·d)-1，較開放電路（Thauera 31.9%，Geobacter 0%）的脫氮率高74.3%。Jin 等[5]研究發(fā)現(xiàn)在MFC 反應器的陽極上，反硝化細菌可與產(chǎn)電菌共存，同時可通過有機物的氧化實現(xiàn)硝酸鹽還原與產(chǎn)電。Cheng 等[6]在MFC 陽極表面接種好氧顆粒污泥，最大功率密度為(491±8)mW·m-2，COD 去除率為82%±5%，與單獨使用MFC相比，反應器的啟動時間縮短一周。

相關學者在探究高效脫氮時發(fā)現(xiàn)，甲烷作為一種重要的能源，同時也是重要的溫室氣體，其引起的溫室效應強度是CO2的25～30 倍[7-8]；反硝化厭氧甲烷氧化（DAMO）過程對甲烷氧化發(fā)揮著重要作用，在沉積物、濕地等環(huán)境中，甲烷由產(chǎn)甲烷菌在底層厭氧區(qū)生成，并作為電子供體在向上擴散過程中與NO3--N/NO2--N 等電子受體結合轉化為CO2、H2O和N2[9]，實現(xiàn)同步甲烷氧化與脫氮過程，對減少甲烷的排放和脫氮發(fā)揮潛在作用[10-11]。Hatamoto 等[12]研究了下流式海綿填料生物反應器中的DAMO 過程，該反應器對NO2--N 和NO3--N 的去除率分別為97.2%和64.0%，同時溶解性甲烷的利用率為2.6 mmol·(L·d)-1。Ding 等[13]研 究 發(fā) 現(xiàn)，MFC 可 強 化DAMO 菌群的富集，從而實現(xiàn)了甲烷驅(qū)動下MFC 的成功運行，這為解決DAMO 菌群難富集的問題提供了新思路；同時有學者[14]指出顆粒污泥具有較大的比表面積及高負荷率，可為DAMO 菌群的生長提供更為良好的環(huán)境。

基于此，本文構建了新型生物電化學-顆粒污泥反應器，探究了在溶解性甲烷存在條件下，不同進水濃度的硝酸鹽和亞硝酸鹽對該反應器脫氮性能、產(chǎn)電性能的影響，同時從污泥胞外聚合物（EPS）、溶解性微生物產(chǎn)物（SMP）、關鍵酶活性及微生物群落結構等變化情況多維度揭示影響機制，以期得到一種高效、具有可持續(xù)發(fā)展性的廢水脫氮處理技術。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置與實驗過程

圖1 實驗裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of experimental equipment

實驗裝置如圖1 所示，該反應器主要由兩部分組成：陽極室（厭氧段）和陰極室（好氧段），總有效體積為5.61 L，其中陽極室總體積為4.8 L（400 mm× 80 mm× 150 mm），有效體積為3.52 L；陰極室總體積2.2 L（400 mm× 55 mm× 100 mm），有效體積為2.09 L。陽極室由4 個大小一致的小格室構成，各個格室均置入一個碳刷（材質(zhì)由東麗碳絲與鈦絲構成，型號CTN310）和質(zhì)子交換膜（型號為美國杜邦公司生產(chǎn)的Nafion117）[15]，并設有采樣口。陰極室中置入4 個碳布（為柱狀體，直徑4 cm，高度6 cm）依次與陽極室4 個格室的碳刷及4 個1 kΩ 的外部電阻相連接[16]，并連接數(shù)據(jù)采集卡（泓格科技公司，型號為PISO-813U），通過電腦對電壓在線實時監(jiān)控。各格室陽極與陽極間距為50 mm，陰極與陰極間距60 mm，陽極與陰極間距為40 mm。同時，陰極室中放置砂心曝氣頭，控制溶解氧濃度約為3.0 mg·L-1。該反應器處理流程為廢水首先進入陽極室（自進口處起依次命名為1、2、3、4 號格室），經(jīng)陽極室處理后由4 號格室出水口進入陰極室（5 號格室）進行好氧處理，最后廢水由反應器出水口流出。該反應器水力停留時間為24 h，運行溫度為室溫。

該反應器陽極室的接種污泥為桂林某啤酒廠的厭氧顆粒污泥與桂林某濕地底泥的混合污泥，陰極室的好氧活性污泥取自桂林某污水處理廠。陽極室接種污泥量為各格室有效體積的2/3，此時可獲得較高的微生物量；陰極室接種污泥量為有效體積的1/3，可避免污泥過度增殖而形成過多的剩余污泥。實驗用水為人工配制的模擬廢水[16-17]，成 分 為：CH3COONa（2.3 g·L-1）、NaHCO3（0.3 g·L-1）、KH2PO4（0.12 g·L-1）、CaCl2·2H2O（0.3 g·L-1）、MgSO4·7H2O（0.2 g·L-1），以及0.5 ml·L-1的酸性微量元素與0.2 ml·L-1的堿性微量元素。進水中NaNO3和NaNO2在不同運行階段加入量有所不同，第Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ四個階段進水NO3--N 和NO2--N 濃度分別為60 mg·L-1和20 mg·L-1、100 mg·L-1和40 mg·L-1、140 mg·L-1和60 mg·L-1、180 mg·L-1和80 mg·L-1。

1.2 分析方法

COD 測定采用快速消解法，NO2--N 測定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，NO3--N 測定采用紫外可見分光光度法。溶解性甲烷的測定采用泵吸式采樣方式[18]，儀器名稱為泵吸式氣體檢測報警儀，生產(chǎn)廠家為上海唐儀電子科技有限公司，型號為HD5S+。污泥中輔酶F420與乙酸激酶活性的測定采用紫外分光光度法，蛋白酶活性采用茚三酮分光光度法進行分析[19-21]。污泥SMP 與EPS 中多糖與蛋白含量分別采用硫酸-蒽酮比色法和考馬斯亮藍比色法進行測定[22-23]。

利用16S rRNA 高通量測序技術分析該反應器內(nèi)的微生物群落變化，分別在第Ⅰ和第Ⅳ階段運行結束后，從每個格室中收集0.25 g 污泥樣本，采用Mag-Bind Soil DNA 試 劑盒（E.Z.N.ATM, OMEGA,USA）進行DNA 提取。DNA 擴增16S rRNA 基因可變 區(qū) 為 V3-V4， 引 物 為 341F （5′-CCTACGGGNGGCWGCAG - 3′) 和 805R （5′-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3′），利用Illumina MiSeq 平臺進行測序。序列以97%的相似性聚類成操作分類單元（OTUs），利用核糖體數(shù)據(jù)庫項目（RDP）分類器對每個樣本序列進行分類[24]。

2 結果與討論

2.1 各階段COD的去除情況

首先考察了不同進水NO3--N 和NO2--N 濃度對生物電化學-顆粒污泥反應器COD 去除率的影響，結果如圖2所示。

圖2 不同氮濃度對COD去除率的影響Fig.2 Effects of different nitrogen concentrations on COD removal efficiency

由圖2可知，在第Ⅰ階段（室溫為20～30℃）的第1～20 天，COD 去除率在98.0%～61.7%之間波動，表明該反應器中污泥處于適應階段。自第21～57 天，出水COD 濃度在100 mg·L-1以下，COD 去除率維持在90%以上，表明此時反應器運行穩(wěn)定。在第Ⅱ階段時，由于進水NO3--N 和NO2--N 濃度的增大與室溫的降低（室溫為0～15℃），出水COD 濃度與去除率處于波動狀態(tài)；第58～67 天，COD 去除率由94.5%下降至65%；由于受到溫度影響，該反應器運行到第104 天，COD 去除率仍波動較大，去除率在60%～70%之間。當反應器運行至第Ⅲ、Ⅳ階段時，隨著室溫升高（室溫分別為20～30℃和30～35℃），即使進水氮濃度逐漸升高，COD 去除率仍處于較穩(wěn)定的狀態(tài)。在第Ⅲ階段，第146～153天時，COD去除率維持在95%以上。至第Ⅳ階段，COD 去除率維持在96%以上，出水COD 濃度低至7 mg·L-1。表明經(jīng)過185 d運行后，該反應器對COD 去除效果良好，反應器運行穩(wěn)定，對提高進水氮濃度表現(xiàn)出較強的適應性。

2.2 各階段的脫氮效果與溶解性甲烷利用情況

考察了各階段生物電化學-顆粒污泥反應器的脫氮與溶解性甲烷利用情況，結果如圖3所示。

如圖3 所示，在第Ⅰ和第Ⅱ階段，NO3--N 和NO2--N去除效果穩(wěn)定且良好，第Ⅰ階段出水NO3--N濃度在0.01～0.96 mg·L-1，去除率達98.7%～99.9%；出水NO2--N 濃度在0.003～0.08 mg·L-1。在第Ⅱ階段，即使進水氮濃度升高與溫度下降，出水NO3--N濃度仍維持在0.03～0.44 mg·L-1，出水NO2--N 濃度在0.006～0.20 mg·L-1，進一步表明該反應器即使在低溫環(huán)境下仍能進行有效脫氮。在第Ⅲ階段，出水NO3--N 濃度在0.07～2.48 mg·L-1，出水NO2--N 濃度在0.001～0.54 mg·L-1，均變化幅度較大。到第Ⅳ階段，出水NO3--N 濃度在0.98～2.5 mg·L-1之間，NO2--N 去除率在99.9%以上，且出水NO2--N 濃度始終低于0.1 mg·L-1。這表明該反應器在第Ⅲ和第Ⅳ階段，出水NO3--N 濃度出現(xiàn)小幅度升高，NO2--N 去除率一直保持在較高水平；NO3--N 在第Ⅲ和第Ⅳ階段的去除效率出現(xiàn)降低可能是進水氮濃度提高對反應器內(nèi)微生物有一定程度的抑制。

第Ⅰ階段結束時，測得厭氧段（陽極室）1 號～4號格室的溶解性甲烷含量分別為32.9、72.6、151.1和136.7%LEL CH4·kg-1，其中單位%LEL CH4·kg-1的含義為每千克廢水中含有的甲烷氣體的體積百分比濃度。在第Ⅱ階段的4 次檢測中，只在第1 次檢測到1 號～4 號格室溶解性甲烷含量分別為69.1、0、17.7、42.5%LEL CH4·kg-1，與第Ⅰ階段相比，溶解性甲烷含量明顯降低，原因可能是隨著反應器運行時間和進水氮濃度的增加，DAMO 菌出現(xiàn)而消耗溶解性甲烷去除NO3--N 和NO2--N。在第Ⅲ階段的3 次檢測中，只1次檢測到3號和4號格室的溶解性甲烷含量分別為21.5 和71.4%LEL CH4·kg-1；第Ⅳ階段的3 次檢測中，只1 次檢測到1 號和2 號格室的溶解性甲烷含量分別為33.3 和49.0%LEL CH4·kg-1，其余均未檢出。但與以甲烷氣體為有機底物的研究相比[25-26]，該反應器由厭氧段產(chǎn)生的甲烷量較少，因此可推測出該反應器的脫氮過程存在反硝化過程，同時存在由DAMO 菌利用溶解性甲烷進行脫氮的過程。

2.3 各階段陽極室的產(chǎn)電性能

繼而考察了各階段生物電化學-顆粒污泥反應器功率密度與電流極化變化情況。本文按反應器陽極體積進行計算，即體積電流密度，并通過調(diào)節(jié)電阻箱改變外電阻阻值，測出電流密度和功率密度值，從而得到功率密度曲線與極化曲線[27]，結果如圖4所示。

由圖4 可知，對于1 號和2 號格室，其在各階段的變化較為明顯，均為第Ⅲ階段達到最大功率密度值，分別為353.7 mV·m-3和293.7 mV·m-3，此時1 號和2 號格室最大的輸出電壓值分別為539.7 mV 和500.6 mV；最低為第Ⅱ階段，最大功率密度值僅分別為15.0 mV·m-3和78.2 mV·m-3，輸出電壓值分別為97.7 mV 和149 mV。雖然1 號和2 號格室在第Ⅲ階段時內(nèi)阻最大，可能因為1 號和2 號格室微生物在此生長環(huán)境下適應能力最佳，代謝活動旺盛，因此可有效降低活化極化并減少電荷轉移內(nèi)阻[28]。對于3 號和4 號格室，在第Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ階段的功率密度曲線變化相近，均為第Ⅳ階段與其他3 個階段變化差異較大，3 號格室在第Ⅳ階段的功率密度值和輸出電壓值最小，僅為9.8 mV·m-3和95.2 mV；而4 號格室則最大，為471.2 mV·m-3和608.1 mV。綜合分析可知，該生物電化學-顆粒污泥反應器的功率密度和輸出電壓最大值為第Ⅳ階段的4 號格室，且第Ⅱ階段各格室的功率密度值均最低（除3 號格室），原因與該反應器運行的溫度密切相關，此時室溫低于15℃，產(chǎn)電微生物活性受到抑制，這與有機物的去除情況也是一致的，同時與Chen 等[29]探討了不同運行溫度對甲烷驅(qū)動MFC 的影響結論相似，當溫度降至10℃和5℃時，電壓僅為0.156 V 和0.190 V，考慮到工程應用的簡便，本研究未對反應器進行加熱。此外，適當增加氮濃度，有利于提高反應器的功率密度值和輸出電壓值。

極化曲線斜率可用來表征電極的極化程度，斜率越大，其極化程度越大[28]。由圖4 可知，極化曲線變化與功率密度曲線變化趨勢相似，1號和2號格室在各階段的極化程度差異較大，表現(xiàn)為Ⅱ＞Ⅰ＞Ⅳ＞Ⅲ，而極化程度越低，電荷傳遞速率越快，產(chǎn)電性能越好[28]；1 號和2 號格室在各階段的極化程度與其產(chǎn)電性能相對應，為第Ⅲ階段的產(chǎn)電性能最佳，最大電流密度分別為1859.1 mA·m-3和1233.6 mA·m-3，最大開路電壓分別為832.7 mV 和793.7 mV。對于3號和4號格室而言，其極化曲線在第Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ階段變化均較小且相近。此外各格室的極化曲線變化趨勢為在第Ⅱ階段時極化程度最大，在第Ⅲ階段時極化程度最小，原因可能是一方面該反應器在第Ⅱ階段運行時的溫度低，產(chǎn)電微生物活性受到抑制，致使極化程度增大；另一方面，隨著進水氮濃度的增大，電子從陽極傳遞至陰極的電子受體濃度增加，且電荷傳遞速率加快，從而形成較高的產(chǎn)電性能。

結合相關研究，如楊金萍等[30]基于雙室MFC，在陰極分別接種活性污泥和反硝化細菌處理硝酸鹽廢水，NO3--N 濃度由97.74 mg·L-1下降到10.2 mg·L-1，最高電壓輸出為280. 98 mV；Liu 等[31]構建了一種新型的三室生物電化學裝置，其對硝酸鹽的反硝化速率為3.87 mg N·(L·h)-1，輸出電壓穩(wěn)定在622 mV±20 mV；可見本反應器在結構上的改進可實現(xiàn)對污染物高效、穩(wěn)定的去除，實現(xiàn)能源的回收利用，同時微生物的存在可加快系統(tǒng)的電子傳遞效率[31]。

2.4 各階段對污泥EPS多糖和蛋白的影響

EPS是微生物生長代謝過程中分泌到細胞外的多聚化合物總稱，其會對顆粒污泥的形成速度及其穩(wěn)定性、污泥沉降性能有著重要影響，其中多糖和蛋白在EPS 中占據(jù)的比例最大[23]，因此通過分析不同階段污泥SMP、緊密胞外聚合物（TB-EPS）和松散胞外聚合物（LB-EPS）中的多糖與蛋白含量，可以反映該反應器中的污泥性能，結果如圖5所示。

圖4 不同氮濃度下的功率密度曲線(a)和電流極化曲線(b)Fig.4 Power density curves(a)and current polarization curves(b)under different nitrogen concentrations

由圖5 可知，在第Ⅰ階段，SMP、LB-EPS 和TBEPS的多糖和蛋白含量在各格室變化趨勢為：1、3和5號格室含量較高，2號和4號格室含量較低，且TBEPS 的多糖和蛋白含量相對較高。在第Ⅱ階段時，各格室污泥SMP、LB-EPS 和TB-EPS 的多糖與蛋白含量變化趨勢明顯，均為5＞1＞2＞3＞4 號格室，其中5號格室的SMP、LB-EPS 和TB-EPS 的多糖和蛋白含量均為最高，分別為3.4、2.8 和13.7 mg·g-1，14.7、11.1 和11.0 mg·g-1，原因可能是在此階段隨著進水氮濃度的升高和溫度的降低，1 號格室負荷增大，EPS 分泌增多，而隨著污染物逐漸去除，2 號～4 號格室的EPS 含量逐漸降低，但此時厭氧段出水COD 仍較高，使得好氧段5號格室微生物代謝旺盛，多糖和蛋白含量較高。各格室在第Ⅲ和第Ⅳ階段的多糖和蛋白含量變化趨勢一致，為2 號、4 號和5 號格室的多糖和蛋白含量較高，表明反應器各格室中污泥的形成和穩(wěn)定性呈現(xiàn)一定的規(guī)律性，為反應器穩(wěn)定運行提供了保障作用，且溫度升高增多了污泥EPS中多糖和蛋白的分泌。

2.5 各階段污泥的關鍵酶活性

不同的功能微生物具有不同的特性酶，反應器的運行是在一系列功能微生物與關鍵酶共同參與下完成對污染物的轉化過程[32-33]。因此，本文對不同階段該反應器中污泥輔酶F420、乙酸激酶和蛋白酶活性進行分析，結果如圖6所示。

輔酶F420是產(chǎn)甲烷菌所特有的功能酶，其能作為電子載體，參與厭氧消化的產(chǎn)甲烷階段以合成甲烷，并可用于指示產(chǎn)甲烷菌的活性與產(chǎn)氣效率[20,34]。由圖6 可知，厭氧段1 號～4 號格室的輔酶F420活性均在第Ⅲ階段最高，活性最高的為2 號格室（0.21 μmol·g-1）；最低為第Ⅱ階段的1號格室，主要是溫度對輔酶F420活性有著重要影響[9]；同時合適的進水氮濃度有利于提高輔酶F420活性，更有利于DAMO 菌利用溶解性甲烷進行脫氮。乙酸激酶參與厭氧菌的乙酸代謝，而乙酸代謝中首要的是乙酸的活化，其由乙酸激酶催化，進入三羧酸循環(huán)完成乙酸代謝，在生物體內(nèi)有著重要意義[35]。由圖6 可知，1 號格室乙酸激酶活性在各階段的趨勢為Ⅰ＞Ⅳ＞Ⅲ＞Ⅱ，最高活性為2.88 μmol·g-1，最低為1.02 μmol·g-1。而2號～4號格室的乙酸激酶活性在第Ⅱ階段達到最大 值，分 別 為3.72 μmol·g-1、2.60 μmol·g-1和4.34 μmol·g-1。1 號格室與其他3 個格室變化規(guī)律不同的原因可能是1 號格室所承受的有機負荷最大，因此在第Ⅰ階段1 號格室污泥中乙酸激酶活性最大。第Ⅱ階段由于溫度的降低，使得1 號格室微生物活性受到影響，乙酸激酶活性降低，僅為0.58 μmol·g-1，使得有機污染物在后續(xù)2 號～4 號格室繼續(xù)完成乙酸代謝，從而使得乙酸激酶活性升高。蛋白質(zhì)是構成細胞的基本有機物，而蛋白酶是一類具有復雜功能結構并能夠催化蛋白質(zhì)水解生成多肽及小分子氨基酸的酶，其活性可反映出污泥中微生物的新陳代謝和活動能力[36]。由圖6 可知，各階段1 號～4號格室的蛋白酶活性總體趨勢為Ⅳ＞Ⅲ＞Ⅰ＞Ⅱ，這與測定的EPS 的蛋白含量相關。2 號格室在第Ⅲ和Ⅳ階段的蛋白酶活性最高，分別為2.69 mg·g-1和3.14 mg·g-1。隨著進水氮濃度提高，該反應器各格室微生物需要通過水解作用產(chǎn)生更多的胞內(nèi)和胞外酶參與微生物的新陳代謝與調(diào)控[36]，第Ⅱ階段蛋白酶活性最低亦與溫度降低有關。由此表明進水氮濃度的升高對該反應器內(nèi)微生物蛋白酶活性造成的抑制作用不明顯，反而有利于提高蛋白酶活性，從而提高了該反應器的脫氮效能。

圖5 不同氮濃度對EPS的多糖(a)和蛋白(b)含量的影響Fig.5 Effects of different nitrogen concentrations on polysaccharide(a)and protein(b)contents of EPS

圖6 不同氮濃度對關鍵酶活性的影響Fig.6 Effects of different nitrogen concentrations on key enzyme activities

2.6 微生物群落結構分析

對該生物電化學-顆粒污泥反應器運行的第Ⅰ階段與提高進水氮濃度后第Ⅳ階段的微生物群落結構進行分析，旨在從微生物角度揭示影響機制[23]，其結果如圖7和圖8所示。

圖7 門水平的菌群相對豐度Fig.7 Relative abundance of microbial community at phylum level

由圖7可知，在門水平下，該反應器運行至第Ⅳ階段時，變形菌門（Protebaoteria）的相對豐度變化最為明顯，在各格室中分別減少了20.25%、15.07%、8.58%、11.12%和16.93%，但其仍是1 號、2 號和5 號格室的主導菌群，原因在于變形菌門（Protebaoteria）在碳源和氮素的代謝過程中發(fā)揮著重要作用，可能隨著進水氮濃度不斷加大，對其產(chǎn)生了一定的抑制作用，也致使氮去除效果出現(xiàn)了小幅度下降。綠彎菌門（Chloroflexi）在2 號格室（增加了9.85%）和4 號格室（減少了9.02%）變化較大，其能降解碳水化合物和微生物的細胞物質(zhì)，常出現(xiàn)在自養(yǎng)脫氮反應器中[37]。厚壁菌門（Firmicutes）在1 號和5 號格室分別減少了3.27%和6.51%，而2 號、3 號和4 號格室分別增加了18.5%、8.36%和3.8%，其為1 號、2 號和3 號格室的優(yōu)勢菌群，原因可能是至第Ⅳ階段時，1 號格室承受的有機負荷過大，厚壁菌門（Firmicutes）豐度降低，而2號～4號格室的豐度升高，以進一步去除有機物，厚壁菌門（Firmicutes）與脫氮效能緊密相關，其能在厭氧或有氧的環(huán)境下進行反硝化過程，且有利于COD 的降解[38-39]。浮霉菌門（Planctomycetes）則是在各格室有不同程度的增加，分別為2.2%、0.86%、3.47%、5.3%和25.09%，其中5號格室增加的豐度最高，為5 號格室的主導菌群。有研究表明，浮霉菌門（Planctomycetes）具有脫氮功能，并隨反應器內(nèi)負荷增大而增多[40]。

圖8 屬水平的菌群相對豐度Fig.8 Relative abundance of microbial community at genus level

由圖8可知，對屬水平而言，具有重要反硝化作用的脫氮菌陶厄氏菌屬（Thauera）和假單胞菌屬（Pseudomonas）在第Ⅳ階段時在各格室均有不同程度的減少[41-42]。陶厄氏菌屬（Thauera）在1 號格室明顯減少（8.64%），由于1 號格室的氮素負荷最高，故Thauera 相對豐度最高。但在第Ⅳ階段時，Pseudomonas 在1 號～3 號 格 室 出 現(xiàn) 減 少，分 別 由14.79%減少至0.69%、14.24%減少至0.36%、1.88%減少至0.03%，可能是氮素負荷的升高對Thauera 和Pseudomonas 產(chǎn)生了一定的抑制作用，尤其是對Pseudomonas，但氮污染物仍得以高效去除，表明該反應器中其他脫氮菌群增多。其次變化較明顯的是不動桿菌屬（Acinetobacter），其是一種專性好氧的革蘭陰性桿菌[41]，在1 號、5 號格室的變化較明顯，分別由6.65%減少至0.06%、15.37%減少至0.01%。Acinetobacter 在第Ⅳ階段時相對豐度的降低與溫度有關，有研究表明，Acinetobacter 更喜好低溫環(huán)境[23]，而這亦可能與第Ⅲ和第Ⅳ階段的NO3--N 出水濃度略高相關。而具有產(chǎn)甲烷作用的甲烷絲狀菌屬（Methanothrix）與甲烷桿菌屬（Methanobacterium）分別在4 號格室增加了4.54% 和1 號格室增加了0.74%，其中Methanothrix 仍是4 號格室的優(yōu)勢菌屬（12.3%），也由此表明產(chǎn)甲烷菌能在該反應器中與其他菌群聯(lián)營共存。嗜堿菌屬（Alkaliphilus）在1 號格室減少，而在2 號～4 號格室中分別增加了1.24%、2.58%和1.95%，原因可能是由于1 號格室承受的負荷增大后，內(nèi)部有機酸物質(zhì)增多，抑制了Alkaliphilus的生長。Levilinea 亦在2 號～4 號格室中增加較顯著，分別增加了1.88%、5.31%和5.78%，是3 號和4號格室的優(yōu)勢菌群。而具有產(chǎn)電性能的地桿菌屬（Geobacter）在陽極室中分別減少了0.29%、1.36%、1.25%和2.54%，表明除Geobacter 外，還有其他產(chǎn)電菌存在；同時有研究表明，氮濃度過高時，會對Geobacter有一定的抑制作用[43]。

3 結 論

（1）構建了新型生物電化學-顆粒污泥反應器，該反應器在進水NO3--N 和NO2--N 濃度分別為180 mg·L-1和80 mg·L-1時，其出水濃度分別為0.98 mg·L-1和0.1 mg·L-1，可實現(xiàn)對水中溶解性甲烷的利用；其中4號格室的輸出電壓最大，為608.1 mV，同時溫度對該反應器的運行有較大影響。

（2）反應器中第Ⅱ階段5 號格室SMP、LB-EPS和TB-EPS 的多糖和蛋白含量最高；對于酶活性而言，1 號格室輔酶F420活性相對最低，進水氮濃度的增大提高了污泥中蛋白酶活性，而溫度的降低使得后續(xù)格室污泥中乙酸激酶活性增大。

（3）隨著進水氮濃度的增加，各格室變形菌門變化顯著，分別減少了20.25%、15.07%、8.58%、11.12%和16.93%，但仍為各格室的主要菌群，浮霉菌門則在各格室有不同程度的增加，5 號格室增加了25.09%；具有反硝化作用的陶厄氏菌屬和假單胞菌屬在第Ⅳ階段出現(xiàn)了減少，同時進水氮濃度的增大，對地桿菌屬產(chǎn)生了一定的抑制作用。