在污水处理中，一般通过好氧生物处理技术，如生物膜法､活性污泥法进行去除有机污染物(以COD表示)的处理；采用硝化､反硝化工艺，如A/O､A2/O法进行脱氮处理。这些工艺都是将COD的去除､脱氮过程作为相对独立的处理单元，这不仅在工艺上增加了构筑物，还使得污水的处理效率降低､污泥的产生量增加，因此增加了运行运行成本。能否在同一处理单元中同时进行COD和含氮污染物的同步去除，这将有助于提高污水的处理效率，降低污泥的产生量，显著降低污水的处理成本。孙洪伟等采用单一缺氧/厌氧UASB和A/O工艺处理垃圾渗滤液的研究中发现，在UASB反应器中通过厌氧同步反硝化和产甲烷作用实现了有机物和硝态氮的高效去除。操家顺等利用气提式反应器，通过反硝化颗粒污泥研究厌氧氨氧化､反硝化和甲烷化的耦合作用，对NH+4 -N､TN､NO-3 -N及COD的去除率分别为45%､69%､94% 和81%，成功实现了COD､NH+4 -N和NO-3 -N的协同去除。研究发现，反硝化的产生的吉布斯自由能高于厌氧消化，反硝化过程先于厌氧消化；NOx-N的存在使得体系的氧化还原电位升高，对产甲烷菌产生明显的抑制作用；同时，反硝化的中间产物可能对产甲烷菌产生毒性作用。因此，在同时厌氧消化和反硝化过程中，产甲烷菌的生物量和代谢活性会受到明显抑制，使得厌氧消化作用减弱。如何降低反硝化菌对产甲烷菌的抑制作用是实现同时厌氧消化和反硝化首先要解决的问题。Liu等认为，同时驯化､培养产甲烷菌和反硝化菌，形成颗粒污泥或生物膜，产甲烷菌在颗粒污泥或生物膜的内部，而反硝化菌则生长在外层，能有效降低反硝化菌对产甲烷菌的抑制作用。
冉春秋等通过驯化培养具有较高生物相容性和代谢活性的厌氧消化菌和反硝化菌，构建无质子交换膜微生物燃料电池(MFC)污水处理系统，使厌氧消化菌和反硝化菌分别在阳极和阴极附着成膜，组成生物阳极和生物阴极，耦合阳极氧化和阴极还原过程，实现了模拟污水中有机污染物和含氮污染物的协同､高效去除。这表明加强电子､质子传递也能明显促进同时厌氧消化和反硝化作用。根据已有的研究，我们认为，微生物附着成膜的载体具有导电性可能强化有机污染物厌氧消化释放的电子传递给反硝化菌促进脱氮；利用载体的导电性，电势较高的反硝化菌和电势较低的厌氧消化菌组成可以组成大量的氧化还原电对，能促进厌氧同步消化和反硝化作用。因此，本实验分别以不锈钢网和塑料网为微生物附着成膜的载体(以下简称载体)，驯化培养的厌氧消化菌和反硝化菌在其表面附着成膜，考察两种载体对厌氧同步消化和反硝化去除污水中的有机污染物和含氮污染物的影响。
1 材料与方法
1.1 微生物的驯化培养厌氧消化菌培养基配方为:(NH4)2SO4 30mg/L，KH2PO430mg/L，KHCO3 500mg/L，MgSO4 200mg/L，FeCl3100mg/L，CaCl230mg/L，C6H12O6500mg/L，NaNO3 40mg/L；反硝化菌培养基配方为:(NH4)2SO460mg/L，KH2PO430mg/L，KHCO3500mg/L，MgSO4 200 mg/L， FeCl3100 mg/L， CaCl230mg/L，C6H12O6200mg/L，NaNO3200mg/L。每升培养基添加微量元素液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。分别接种污水处理厂的厌氧消化污泥和反硝化污泥到密闭的锥形瓶中驯化培养，每天更换一次培养基，并用高纯氮气排除系统内的氧气，培养期间溶液pH均控制在6.5～7.5之间。控制污泥浓度在3500～4000mg/L，待出水中COD和NO-3 -N的浓度保持稳定，表明厌氧消化菌和反硝化菌已经驯化好了。
1.2 实验装置及运行方式以内径6cm､长10cm的圆柱形有机玻璃为反应器，2端采用螺母加盖固定，一端分别固定50mm×80mm网格间距为180μm的不锈钢网和塑料网。各接种20mL驯化培养好的厌氧消化菌和反硝化菌悬浮液到反应器培养4d后，用培养液洗掉网面上附着不牢的污泥，每天更换一次待处理的模拟污水，下部用磁力搅拌器搅拌(100r/min)(见图1)。
1.3 模拟污水和分析测试方法
采用去离子水配制待处理的模拟污水:KH2PO430mg/L，KHCO3500mg/L，MgSO4200mg/L，CaCl230mg/L，(NH4)2SO460mg/L，FeCl3100mg/L，C6H12O6500mg/L，NaNO3100mg/L，每升添加1～24179环境工程学报第9卷mL微量元素液，调节pH为7.0±0.2，每天更换一次处理污水。
相关指标的测定:用pH计(pHS-25型，上海精科雷磁)测定pH;用重铬酸钾微波消解快速测定法测定COD含量，用纳氏试剂分光光度法测量NH+4-N含量，用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定NO-2-N含量，用紫外分光光度法测定NO-3-N含量[12]。文中实验数据均为三次测定结果平均值。
2结果与讨论
2.1出水中COD含量变化本实验中以葡萄糖作为唯一的有机污染物，处理前后其含量变化用COD表示，进水中COD负荷为530mg/L。分别以不锈钢网和塑料网为载体的处理系统出水中COD含量变化如图2所示。在连续运行16d期间，以不锈钢网为载体的系统中，出水中COD的含量最大为176mg/L，最小为16mg/L;而以塑料网为载体的系统中，出水中COD的含量最大为224mg/L，最小也为16mg/L。
图2中COD的变化趋势表明，以不锈钢网为载体的处理系统对COD的去除效果，好于以塑料网为载体的处理系统。系统运行期间，COD的去除效率主要受到厌氧消化菌和反硝化菌代谢作用的影响。已有的研究表明，当m(COD)/m(NO-3 -N)≥7时能够同时发生厌氧反硝化产甲烷作用，氮源(NO-3 -N)的存在有利于COD的去除，且有机物优先作为反硝化的电子供体而被消耗[13];在以C6H12O6 为碳源的反硝化脱氮工中，当m(COD)/m(NO-3 -N)介于8.86～53时，同时存在反硝化和厌氧消化作用[14];在本实验中m(COD)/m(NO-3 -N)为32.2，并结合COD和NO-3 -N的去除情况，表明在2种处理系统中同时存在厌氧反硝化和厌氧消化产甲烷作用;厌氧消化菌通过厌氧消化作用产酸产甲烷降解去除一部分COD，同时反硝化菌在反硝化脱氮时以有机污染物为碳源也能直接去除一部分COD。此外，在厌氧同步消化反硝化过程中COD的去除效率还与厌氧消化菌的生物量和代谢活性有关。有关反硝化作用对COD去除效率的影响将在后文中有关NO-3 -N去除效果的分析中进行讨论。
2.2 出水中NH+4 -N含量变化
2种载体处理系统出水中NH+4 -N含量如图3所示。两处理系统出水中NH+4 -N的含量均表现为逐渐升高的趋势。进水中NH+4 -N的含量为12.73mg/L，分别以不锈钢网和塑料网为载体的系统在运行期间出水中NH+4 -N的含量分别由初始的4.23和7.78mg/L逐渐升高到11.32和11.95mg/L，这说明两种载体的处理系统在运行前期对NH+4 -N有一定的处理效果。
在反硝化菌的驯化培养中，培养基中含有一定浓度的NH+4 -N和NO-3 -N，且厌氧氨氧化菌和反硝化菌的代谢属性近[3]，因此在培养反硝化菌的系统中也生长有厌氧氨氧化菌。在本实验的厌氧体系中，NH+4 -N主要是通过厌氧氨氧化作用和细胞同化作用被去除的。而在厌氧体系中以葡萄糖作为碳源时，NO-3 -N易被异化还原为NH+4 -N[15，16]，这可能是导致运行期间NH+4 -N浓度逐渐升高的主要原因之一。因此，在后续研究中，笔者打算考察不同有机污染物(碳源)时在可导电载体表面异化硝酸盐还原成铵的效应。。
2.3 出水中NO-3 -N含量变化
两处理系统进水中的NO-3 -N 含量为16.47mg/L，运行期间出水中NO-3 -N的含量均呈现先增4180第9期冉春秋等:2种载体对厌氧同步消化､反硝化的影响大后减小的变化趋势(图4)。以不锈钢网为载体的处理系统，出水中NO-3 -N的含量最高为1.81mg/L，NO-3 -N的去除效率高于89%;而以塑料网为载体的处理系统，出水中NO-3 -N 的含量最高为3.02mg/L，NO-3 -N的去除效率高于81.7%。这表明两系统均有较好的有机污染物和硝酸盐氮污染物协同去除能力;但以不锈钢网为载体的系统对NO-3 -N的去除效果好于以塑料网为载体的系统，可见前者具有较好的反硝化脱氮能力。通过比较两处理系统对COD和NO-3 -N的去除效果，表明以不锈钢网为载体的处理系统具有较好的COD和NO-3 -N的协同去除能力。
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