在污水處理中，一般通過好氧生物處理技術，如生物膜法?活性污泥法進行去除有機污染物(以COD表示)的處理；采用硝化?反硝化工藝，如A/O?A2/O法進行脫氮處理。這些工藝都是將COD的去除?脫氮過程作為相對獨立的處理單元，這不僅在工藝上增加了構筑物，還使得污水的處理效率降低?污泥的產生量增加，因此增加了運行運行成本。能否在同一處理單元中同時進行COD和含氮污染物的同步去除，這將有助于提高污水的處理效率，降低污泥的產生量，顯著降低的處理成本。孫洪偉等采用單一缺氧/厭氧UASB和A/O工藝處理垃圾滲濾液的研究中發現，在UASB反應器中通過厭氧同步反硝化和產甲烷作用實現了有機物和硝態氮的高效去除。操家順等利用氣提式反應器，通過反硝化顆粒污泥研究厭氧氨氧化?反硝化和甲烷化的耦合作用，對NH+4 -N?TN?NO-3 -N及COD的去除率分別為45%?69%?94% 和81%，成功實現了COD?NH+4 -N和NO-3 -N的協同去除。研究發現，反硝化的產生的吉布斯自由能高于厭氧消化，反硝化過程先于厭氧消化；NOx-N的存在使得體系的氧化還原電位升高，對產甲烷菌產生明顯的抑制作用；同時，反硝化的中間產物可能對產甲烷菌產生毒性作用。因此，在同時厭氧消化和反硝化過程中，產甲烷菌的生物量和代謝活性會受到明顯抑制，使得厭氧消化作用減弱。如何降低反硝化菌對產甲烷菌的抑制作用是實現同時厭氧消化和反硝化首先要解決的問題。Liu等認為，同時馴化?培養產甲烷菌和反硝化菌，形成顆粒污泥或生物膜，產甲烷菌在顆粒污泥或生物膜的內部，而反硝化菌則生長在外層，能有效降低反硝化菌對產甲烷菌的抑制作用。

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    冉春秋等通過馴化培養具有較高生物相容性和代謝活性的厭氧消化菌和反硝化菌，構建無質子交換膜微生物燃料電池(MFC)污水處理系統，使厭氧消化菌和反硝化菌分別在陽極和陰極附著成膜，組成生物陽極和生物陰極，耦合陽極氧化和陰極還原過程，實現了模擬污水中有機污染物和含氮污染物的協同?高效去除。這表明加強電子?質子傳遞也能明顯促進同時厭氧消化和反硝化作用。根據已有的研究，我們認為，微生物附著成膜的載體具有導電性可能強化有機污染物厭氧消化釋放的電子傳遞給反硝化菌促進脫氮；利用載體的導電性，電勢較高的反硝化菌和電勢較低的厭氧消化菌組成可以組成大量的氧化還原電對，能促進厭氧同步消化和反硝化作用。因此，本實驗分別以不銹鋼網和塑料網為微生物附著成膜的載體(以下簡稱載體)，馴化培養的厭氧消化菌和反硝化菌在其表面附著成膜，考察兩種載體對厭氧同步消化和反硝化去除污水中的有機污染物和含氮污染物的影響。

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    1 材料與方法

    1.1 微生物的馴化培養厭氧消化菌培養基配方為:(NH4)2SO4 30mg/L，KH2PO430mg/L，KHCO3 500mg/L，MgSO4 200mg/L，FeCl3100mg/L，CaCl230mg/L，C6H12O6500mg/L，NaNO3 40mg/L；反硝化菌培養基配方為:(NH4)2SO460mg/L，KH2PO430mg/L，KHCO3500mg/L，MgSO4 200 mg/L， FeCl3100 mg/L， CaCl230mg/L，C6H12O6200mg/L，NaNO3200mg/L。每升培養基添加微量元素液1~2ml，微量元素液配方:EDTA50.0g/L，ZnSO42.2g/L，CaCl25.5g/L，MnCl2• 4H2O 5.06g/L，FeSO4• 7H2O 5.0g/L，(NH4)6Mo7O2•4H2O1.1g/L，CuSO4•5H2O1.57g/L，CoCl2•6H2O1.61g/L。分別接種污水處理廠的厭氧消化污泥和反硝化污泥到密閉的錐形瓶中馴化培養，每天更換一次培養基，并用高純氮氣排除系統內的氧氣，培養期間溶液pH均控制在6.5~7.5之間?？刂莆勰酀舛仍?500~4000mg/L，待出水中COD和NO-3 -N的濃度保持穩定，表明厭氧消化菌和反硝化菌已經馴化好了。

    1.2 實驗裝置及運行方式以內徑6cm?長10cm的圓柱形有機玻璃為反應器，2端采用螺母加蓋固定，一端分別固定50mm×80mm網格間距為180μm的不銹鋼網和塑料網。各接種20mL馴化培養好的厭氧消化菌和反硝化菌懸浮液到反應器培養4d后，用培養液洗掉網面上附著不牢的污泥，每天更換一次待處理的模擬污水，下部用磁力攪拌器攪拌(100r/min)(見圖1)。

    1.3 模擬污水和分析測試方法

    采用去離子水配制待處理的模擬污水:KH2PO430mg/L，KHCO3500mg/L，MgSO4200mg/L，CaCl230mg/L，(NH4)2SO460mg/L，FeCl3100mg/L，C6H12O6500mg/L，Na00mg/L，每升添加1~24179環境工程學報第9卷mL微量元素液，調節pH為7.0±0.2，每天更換一次處理污水。

    相關指標的測定:用pH計(pHS-25型，上海精科雷磁)測定pH;用重鉻酸鉀微波消解快速測定法測定COD含量，用納氏試劑分光光度法測量NH+4-N含量，用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法測定NO-2-N含量，用紫外分光光度法測定NO-3-N含量[12]。文中實驗數據均為三次測定結果平均值。

    2結果與討論

    2.1出水中COD含量變化本實驗中以葡萄糖作為*的有機污染物，處理前后其含量變化用COD表示，進水中COD負荷為530mg/L。分別以不銹鋼網和塑料網為載體的處理系統出水中COD含量變化如圖2所示。在連續運行16d期間，以不銹鋼網為載體的系統中，出水中COD的含量zui大為176mg/L，zui小為16mg/L;而以塑料網為載體的系統中，出水中COD的含量zui大為224mg/L，zui小也為16mg/L。

    圖2中COD的變化趨勢表明，以不銹鋼網為載體的處理系統對COD的去除效果，好于以塑料網為載體的處理系統。系統運行期間，COD的去除效率主要受到厭氧消化菌和反硝化菌代謝作用的影響。已有的研究表明，當m(COD)/m(NO-3 -N)≥7時能夠同時發生厭氧反硝化產甲烷作用，氮源(NO-3 -N)的存在有利于COD的去除，且有機物優先作為反硝化的電子供體而被消耗[13];在以C6H12O6 為碳源的反硝化脫氮工中，當m(COD)/m(NO-3 -N)介于8.86~53時，同時存在反硝化和厭氧消化作用[14];在本實驗中m(COD)/m(NO-3 -N)為32.2，并結合COD和NO-3 -N的去除情況，表明在2種處理系統中同時存在厭氧反硝化和厭氧消化產甲烷作用;厭氧消化菌通過厭氧消化作用產酸產甲烷降解去除一部分COD，同時反硝化菌在反硝化脫氮時以有機污染物為碳源也能直接去除一部分COD。此外，在厭氧同步消化反硝化過程中COD的去除效率還與厭氧消化菌的生物量和代謝活性有關。有關反硝化作用對COD去除效率的影響將在后文中有關NO-3 -N去除效果的分析中進行討論。

    2.2 出水中NH+4 -N含量變化

    2種載體處理系統出水中NH+4 -N含量如圖3所示。兩處理系統出水中NH+4 -N的含量均表現為逐漸升高的趨勢。進水中NH+4 -N的含量為12.73mg/L，分別以不銹鋼網和塑料網為載體的系統在運行期間出水中NH+4 -N的含量分別由初始的4.23和7.78mg/L逐漸升高到11.32和11.95mg/L，這說明兩種載體的處理系統在運行前期對NH+4 -N有一定的處理效果。

    在反硝化菌的馴化培養中，培養基中含有一定濃度的NH+4 -N和NO-3 -N，且厭氧氨氧化菌和反硝化菌的代謝屬性近[3]，因此在培養反硝化菌的系統中也生長有厭氧氨氧化菌。在本實驗的厭氧體系中，NH+4 -N主要是通過厭氧氨氧化作用和細胞同化作用被去除的。而在厭氧體系中以葡萄糖作為碳源時，NO-3 -N易被異化還原為NH+4 -N[15，16]，這可能是導致運行期間NH+4 -N濃度逐漸升高的主要原因之一。因此，在后續研究中，筆者打算考察不同有機污染物(碳源)時在可導電載體表面異化硝酸鹽還原成銨的效應。

    2.3 出水中NO-3 -N含量變化

    兩處理系統進水中的NO-3 -N 含量為16.47mg/L，運行期間出水中NO-3 -N的含量均呈現先增4180第9期冉春秋等:2種載體對厭氧同步消化?反硝化的影響大后減小的變化趨勢(圖4)。以不銹鋼網為載體的處理系統，出水中NO-3 -N的含量zui高為1.81mg/L，NO-3 -N的去除效率高于89%;而以塑料網為載體的處理系統，出水中NO-3 -N 的含量zui高為3.02mg/L，NO-3 -N的去除效率高于81.7%。這表明兩系統均有較好的有機污染物和硝酸鹽氮污染物協同去除能力;但以不銹鋼網為載體的系統對NO-3 -N的去除效果好于以塑料網為載體的系統，可見前者具有較好的反硝化脫氮能力。通過比較兩處理系統對COD和NO-3 -N的去除效果，表明以不銹鋼網為載體的處理系統具有較好的COD和NO-3 -N的協同去除能力。