邓秋金，宿程远，陆欣雅，关鑫，覃容华，邓钰莲，高澍，黄尊

（1 珍稀濒危动植物生态与环境保护教育部重点实验室，广西桂林541004； 2 广西师范大学环境与资源学院，广西 桂林541004）

引 言

水体中氮污染已成为严峻水环境问题，高浓度硝酸盐和亚硝酸盐废水过量排放，致使水体富营养化、污染地下水、诱发人体发生疾病等[1]，因此诸多学者积极探索废水脱氮的有效方法[2]，生物法可利用反硝化细菌等将NO3--N 和NO2--N 转化为N2，是现今最常用的脱氮方法之一[1]。微生物燃料电池（MFC）可利用微生物作为催化剂将有机化合物氧化分解，将有机物中的化学能直接转化为电能，且可实现同步脱氮[3-4]。Huang 等[1]的研究表明MFC 在接种污泥的闭合电路下（Thauera 59.9%，Geobacter 6.5%）平均脱氮率可高达(12.2±0.6) kg NO3--N·(m3·d)-1，较开放电路（Thauera 31.9%，Geobacter 0%）的脱氮率高74.3%。Jin 等[5]研究发现在MFC 反应器的阳极上，反硝化细菌可与产电菌共存，同时可通过有机物的氧化实现硝酸盐还原与产电。Cheng 等[6]在MFC 阳极表面接种好氧颗粒污泥，最大功率密度为(491±8)mW·m-2，COD 去除率为82%±5%，与单独使用MFC相比，反应器的启动时间缩短一周。

相关学者在探究高效脱氮时发现，甲烷作为一种重要的能源，同时也是重要的温室气体，其引起的温室效应强度是CO2的25～30 倍[7-8]；反硝化厌氧甲烷氧化（DAMO）过程对甲烷氧化发挥着重要作用，在沉积物、湿地等环境中，甲烷由产甲烷菌在底层厌氧区生成，并作为电子供体在向上扩散过程中与NO3--N/NO2--N 等电子受体结合转化为CO2、H2O和N2[9]，实现同步甲烷氧化与脱氮过程，对减少甲烷的排放和脱氮发挥潜在作用[10-11]。Hatamoto 等[12]研究了下流式海绵填料生物反应器中的DAMO 过程，该反应器对NO2--N 和NO3--N 的去除率分别为97.2%和64.0%，同时溶解性甲烷的利用率为2.6 mmol·(L·d)-1。Ding 等[13]研 究 发 现，MFC 可 强 化DAMO 菌群的富集，从而实现了甲烷驱动下MFC 的成功运行，这为解决DAMO 菌群难富集的问题提供了新思路；同时有学者[14]指出颗粒污泥具有较大的比表面积及高负荷率，可为DAMO 菌群的生长提供更为良好的环境。

基于此，本文构建了新型生物电化学-颗粒污泥反应器，探究了在溶解性甲烷存在条件下，不同进水浓度的硝酸盐和亚硝酸盐对该反应器脱氮性能、产电性能的影响，同时从污泥胞外聚合物（EPS）、溶解性微生物产物（SMP）、关键酶活性及微生物群落结构等变化情况多维度揭示影响机制，以期得到一种高效、具有可持续发展性的废水脱氮处理技术。

1 实验材料与方法

1.1 实验装置与实验过程

图1 实验装置示意图Fig.1 Schematic diagram of experimental equipment

实验装置如图1 所示，该反应器主要由两部分组成：阳极室（厌氧段）和阴极室（好氧段），总有效体积为5.61 L，其中阳极室总体积为4.8 L（400 mm× 80 mm× 150 mm），有效体积为3.52 L；阴极室总体积2.2 L（400 mm× 55 mm× 100 mm），有效体积为2.09 L。阳极室由4 个大小一致的小格室构成，各个格室均置入一个碳刷（材质由东丽碳丝与钛丝构成，型号CTN310）和质子交换膜（型号为美国杜邦公司生产的Nafion117）[15]，并设有采样口。阴极室中置入4 个碳布（为柱状体，直径4 cm，高度6 cm）依次与阳极室4 个格室的碳刷及4 个1 kΩ 的外部电阻相连接[16]，并连接数据采集卡（泓格科技公司，型号为PISO-813U），通过电脑对电压在线实时监控。各格室阳极与阳极间距为50 mm，阴极与阴极间距60 mm，阳极与阴极间距为40 mm。同时，阴极室中放置砂心曝气头，控制溶解氧浓度约为3.0 mg·L-1。该反应器处理流程为废水首先进入阳极室（自进口处起依次命名为1、2、3、4 号格室），经阳极室处理后由4 号格室出水口进入阴极室（5 号格室）进行好氧处理，最后废水由反应器出水口流出。该反应器水力停留时间为24 h，运行温度为室温。

该反应器阳极室的接种污泥为桂林某啤酒厂的厌氧颗粒污泥与桂林某湿地底泥的混合污泥，阴极室的好氧活性污泥取自桂林某污水处理厂。阳极室接种污泥量为各格室有效体积的2/3，此时可获得较高的微生物量；阴极室接种污泥量为有效体积的1/3，可避免污泥过度增殖而形成过多的剩余污泥。实验用水为人工配制的模拟废水[16-17]，成 分 为：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的酸性微量元素与0.2 ml·L-1的碱性微量元素。进水中NaNO3和NaNO2在不同运行阶段加入量有所不同，第Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ四个阶段进水NO3--N 和NO2--N 浓度分别为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 测定采用快速消解法，NO2--N 测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，NO3--N 测定采用紫外可见分光光度法。溶解性甲烷的测定采用泵吸式采样方式[18]，仪器名称为泵吸式气体检测报警仪，生产厂家为上海唐仪电子科技有限公司，型号为HD5S+。污泥中辅酶F420与乙酸激酶活性的测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进行分析[19-21]。污泥SMP 与EPS 中多糖与蛋白含量分别采用硫酸-蒽酮比色法和考马斯亮蓝比色法进行测定[22-23]。

利用16S rRNA 高通量测序技术分析该反应器内的微生物群落变化，分别在第Ⅰ和第Ⅳ阶段运行结束后，从每个格室中收集0.25 g 污泥样本，采用Mag-Bind Soil DNA 试 剂盒（E.Z.N.ATM, OMEGA,USA）进行DNA 提取。DNA 扩增16S rRNA 基因可变 区 为 V3-V4， 引 物 为 341F （5′-CCTACGGGNGGCWGCAG - 3′) 和 805R （5′-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3′），利用Illumina MiSeq 平台进行测序。序列以97%的相似性聚类成操作分类单元（OTUs），利用核糖体数据库项目（RDP）分类器对每个样本序列进行分类[24]。

2 结果与讨论

2.1 各阶段COD的去除情况

首先考察了不同进水NO3--N 和NO2--N 浓度对生物电化学-颗粒污泥反应器COD 去除率的影响，结果如图2所示。

图2 不同氮浓度对COD去除率的影响Fig.2 Effects of different nitrogen concentrations on COD removal efficiency

由图2可知，在第Ⅰ阶段（室温为20～30℃）的第1～20 天，COD 去除率在98.0%～61.7%之间波动，表明该反应器中污泥处于适应阶段。自第21～57 天，出水COD 浓度在100 mg·L-1以下，COD 去除率维持在90%以上，表明此时反应器运行稳定。在第Ⅱ阶段时，由于进水NO3--N 和NO2--N 浓度的增大与室温的降低（室温为0～15℃），出水COD 浓度与去除率处于波动状态；第58～67 天，COD 去除率由94.5%下降至65%；由于受到温度影响，该反应器运行到第104 天，COD 去除率仍波动较大，去除率在60%～70%之间。当反应器运行至第Ⅲ、Ⅳ阶段时，随着室温升高（室温分别为20～30℃和30～35℃），即使进水氮浓度逐渐升高，COD 去除率仍处于较稳定的状态。在第Ⅲ阶段，第146～153天时，COD去除率维持在95%以上。至第Ⅳ阶段，COD 去除率维持在96%以上，出水COD 浓度低至7 mg·L-1。表明经过185 d运行后，该反应器对COD 去除效果良好，反应器运行稳定，对提高进水氮浓度表现出较强的适应性。

2.2 各阶段的脱氮效果与溶解性甲烷利用情况

考察了各阶段生物电化学-颗粒污泥反应器的脱氮与溶解性甲烷利用情况，结果如图3所示。

如图3 所示，在第Ⅰ和第Ⅱ阶段，NO3--N 和NO2--N去除效果稳定且良好，第Ⅰ阶段出水NO3--N浓度在0.01～0.96 mg·L-1，去除率达98.7%～99.9%；出水NO2--N 浓度在0.003～0.08 mg·L-1。在第Ⅱ阶段，即使进水氮浓度升高与温度下降，出水NO3--N浓度仍维持在0.03～0.44 mg·L-1，出水NO2--N 浓度在0.006～0.20 mg·L-1，进一步表明该反应器即使在低温环境下仍能进行有效脱氮。在第Ⅲ阶段，出水NO3--N 浓度在0.07～2.48 mg·L-1，出水NO2--N 浓度在0.001～0.54 mg·L-1，均变化幅度较大。到第Ⅳ阶段，出水NO3--N 浓度在0.98～2.5 mg·L-1之间，NO2--N 去除率在99.9%以上，且出水NO2--N 浓度始终低于0.1 mg·L-1。这表明该反应器在第Ⅲ和第Ⅳ阶段，出水NO3--N 浓度出现小幅度升高，NO2--N 去除率一直保持在较高水平；NO3--N 在第Ⅲ和第Ⅳ阶段的去除效率出现降低可能是进水氮浓度提高对反应器内微生物有一定程度的抑制。

第Ⅰ阶段结束时，测得厌氧段（阳极室）1 号～4号格室的溶解性甲烷含量分别为32.9、72.6、151.1和136.7%LEL CH4·kg-1，其中单位%LEL CH4·kg-1的含义为每千克废水中含有的甲烷气体的体积百分比浓度。在第Ⅱ阶段的4 次检测中，只在第1 次检测到1 号～4 号格室溶解性甲烷含量分别为69.1、0、17.7、42.5%LEL CH4·kg-1，与第Ⅰ阶段相比，溶解性甲烷含量明显降低，原因可能是随着反应器运行时间和进水氮浓度的增加，DAMO 菌出现而消耗溶解性甲烷去除NO3--N 和NO2--N。在第Ⅲ阶段的3 次检测中，只1次检测到3号和4号格室的溶解性甲烷含量分别为21.5 和71.4%LEL CH4·kg-1；第Ⅳ阶段的3 次检测中，只1 次检测到1 号和2 号格室的溶解性甲烷含量分别为33.3 和49.0%LEL CH4·kg-1，其余均未检出。但与以甲烷气体为有机底物的研究相比[25-26]，该反应器由厌氧段产生的甲烷量较少，因此可推测出该反应器的脱氮过程存在反硝化过程，同时存在由DAMO 菌利用溶解性甲烷进行脱氮的过程。

2.3 各阶段阳极室的产电性能

继而考察了各阶段生物电化学-颗粒污泥反应器功率密度与电流极化变化情况。本文按反应器阳极体积进行计算，即体积电流密度，并通过调节电阻箱改变外电阻阻值，测出电流密度和功率密度值，从而得到功率密度曲线与极化曲线[27]，结果如图4所示。

由图4 可知，对于1 号和2 号格室，其在各阶段的变化较为明显，均为第Ⅲ阶段达到最大功率密度值，分别为353.7 mV·m-3和293.7 mV·m-3，此时1 号和2 号格室最大的输出电压值分别为539.7 mV 和500.6 mV；最低为第Ⅱ阶段，最大功率密度值仅分别为15.0 mV·m-3和78.2 mV·m-3，输出电压值分别为97.7 mV 和149 mV。虽然1 号和2 号格室在第Ⅲ阶段时内阻最大，可能因为1 号和2 号格室微生物在此生长环境下适应能力最佳，代谢活动旺盛，因此可有效降低活化极化并减少电荷转移内阻[28]。对于3 号和4 号格室，在第Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ阶段的功率密度曲线变化相近，均为第Ⅳ阶段与其他3 个阶段变化差异较大，3 号格室在第Ⅳ阶段的功率密度值和输出电压值最小，仅为9.8 mV·m-3和95.2 mV；而4 号格室则最大，为471.2 mV·m-3和608.1 mV。综合分析可知，该生物电化学-颗粒污泥反应器的功率密度和输出电压最大值为第Ⅳ阶段的4 号格室，且第Ⅱ阶段各格室的功率密度值均最低（除3 号格室），原因与该反应器运行的温度密切相关，此时室温低于15℃，产电微生物活性受到抑制，这与有机物的去除情况也是一致的，同时与Chen 等[29]探讨了不同运行温度对甲烷驱动MFC 的影响结论相似，当温度降至10℃和5℃时，电压仅为0.156 V 和0.190 V，考虑到工程应用的简便，本研究未对反应器进行加热。此外，适当增加氮浓度，有利于提高反应器的功率密度值和输出电压值。

极化曲线斜率可用来表征电极的极化程度，斜率越大，其极化程度越大[28]。由图4 可知，极化曲线变化与功率密度曲线变化趋势相似，1号和2号格室在各阶段的极化程度差异较大，表现为Ⅱ＞Ⅰ＞Ⅳ＞Ⅲ，而极化程度越低，电荷传递速率越快，产电性能越好[28]；1 号和2 号格室在各阶段的极化程度与其产电性能相对应，为第Ⅲ阶段的产电性能最佳，最大电流密度分别为1859.1 mA·m-3和1233.6 mA·m-3，最大开路电压分别为832.7 mV 和793.7 mV。对于3号和4号格室而言，其极化曲线在第Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ阶段变化均较小且相近。此外各格室的极化曲线变化趋势为在第Ⅱ阶段时极化程度最大，在第Ⅲ阶段时极化程度最小，原因可能是一方面该反应器在第Ⅱ阶段运行时的温度低，产电微生物活性受到抑制，致使极化程度增大；另一方面，随着进水氮浓度的增大，电子从阳极传递至阴极的电子受体浓度增加，且电荷传递速率加快，从而形成较高的产电性能。

结合相关研究，如杨金萍等[30]基于双室MFC，在阴极分别接种活性污泥和反硝化细菌处理硝酸盐废水，NO3--N 浓度由97.74 mg·L-1下降到10.2 mg·L-1，最高电压输出为280. 98 mV；Liu 等[31]构建了一种新型的三室生物电化学装置，其对硝酸盐的反硝化速率为3.87 mg N·(L·h)-1，输出电压稳定在622 mV±20 mV；可见本反应器在结构上的改进可实现对污染物高效、稳定的去除，实现能源的回收利用，同时微生物的存在可加快系统的电子传递效率[31]。

2.4 各阶段对污泥EPS多糖和蛋白的影响

EPS是微生物生长代谢过程中分泌到细胞外的多聚化合物总称，其会对颗粒污泥的形成速度及其稳定性、污泥沉降性能有着重要影响，其中多糖和蛋白在EPS 中占据的比例最大[23]，因此通过分析不同阶段污泥SMP、紧密胞外聚合物（TB-EPS）和松散胞外聚合物（LB-EPS）中的多糖与蛋白含量，可以反映该反应器中的污泥性能，结果如图5所示。

图4 不同氮浓度下的功率密度曲线(a)和电流极化曲线(b)Fig.4 Power density curves(a)and current polarization curves(b)under different nitrogen concentrations

由图5 可知，在第Ⅰ阶段，SMP、LB-EPS 和TBEPS的多糖和蛋白含量在各格室变化趋势为：1、3和5号格室含量较高，2号和4号格室含量较低，且TBEPS 的多糖和蛋白含量相对较高。在第Ⅱ阶段时，各格室污泥SMP、LB-EPS 和TB-EPS 的多糖与蛋白含量变化趋势明显，均为5＞1＞2＞3＞4 号格室，其中5号格室的SMP、LB-EPS 和TB-EPS 的多糖和蛋白含量均为最高，分别为3.4、2.8 和13.7 mg·g-1，14.7、11.1 和11.0 mg·g-1，原因可能是在此阶段随着进水氮浓度的升高和温度的降低，1 号格室负荷增大，EPS 分泌增多，而随着污染物逐渐去除，2 号～4 号格室的EPS 含量逐渐降低，但此时厌氧段出水COD 仍较高，使得好氧段5号格室微生物代谢旺盛，多糖和蛋白含量较高。各格室在第Ⅲ和第Ⅳ阶段的多糖和蛋白含量变化趋势一致，为2 号、4 号和5 号格室的多糖和蛋白含量较高，表明反应器各格室中污泥的形成和稳定性呈现一定的规律性，为反应器稳定运行提供了保障作用，且温度升高增多了污泥EPS中多糖和蛋白的分泌。

2.5 各阶段污泥的关键酶活性

不同的功能微生物具有不同的特性酶，反应器的运行是在一系列功能微生物与关键酶共同参与下完成对污染物的转化过程[32-33]。因此，本文对不同阶段该反应器中污泥辅酶F420、乙酸激酶和蛋白酶活性进行分析，结果如图6所示。

辅酶F420是产甲烷菌所特有的功能酶，其能作为电子载体，参与厌氧消化的产甲烷阶段以合成甲烷，并可用于指示产甲烷菌的活性与产气效率[20,34]。由图6 可知，厌氧段1 号～4 号格室的辅酶F420活性均在第Ⅲ阶段最高，活性最高的为2 号格室（0.21 μmol·g-1）；最低为第Ⅱ阶段的1号格室，主要是温度对辅酶F420活性有着重要影响[9]；同时合适的进水氮浓度有利于提高辅酶F420活性，更有利于DAMO 菌利用溶解性甲烷进行脱氮。乙酸激酶参与厌氧菌的乙酸代谢，而乙酸代谢中首要的是乙酸的活化，其由乙酸激酶催化，进入三羧酸循环完成乙酸代谢，在生物体内有着重要意义[35]。由图6 可知，1 号格室乙酸激酶活性在各阶段的趋势为Ⅰ＞Ⅳ＞Ⅲ＞Ⅱ，最高活性为2.88 μmol·g-1，最低为1.02 μmol·g-1。而2号～4号格室的乙酸激酶活性在第Ⅱ阶段达到最大 值，分 别 为3.72 μmol·g-1、2.60 μmol·g-1和4.34 μmol·g-1。1 号格室与其他3 个格室变化规律不同的原因可能是1 号格室所承受的有机负荷最大，因此在第Ⅰ阶段1 号格室污泥中乙酸激酶活性最大。第Ⅱ阶段由于温度的降低，使得1 号格室微生物活性受到影响，乙酸激酶活性降低，仅为0.58 μmol·g-1，使得有机污染物在后续2 号～4 号格室继续完成乙酸代谢，从而使得乙酸激酶活性升高。蛋白质是构成细胞的基本有机物，而蛋白酶是一类具有复杂功能结构并能够催化蛋白质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陈代谢和活动能力[36]。由图6 可知，各阶段1 号～4号格室的蛋白酶活性总体趋势为Ⅳ＞Ⅲ＞Ⅰ＞Ⅱ，这与测定的EPS 的蛋白含量相关。2 号格室在第Ⅲ和Ⅳ阶段的蛋白酶活性最高，分别为2.69 mg·g-1和3.14 mg·g-1。随着进水氮浓度提高，该反应器各格室微生物需要通过水解作用产生更多的胞内和胞外酶参与微生物的新陈代谢与调控[36]，第Ⅱ阶段蛋白酶活性最低亦与温度降低有关。由此表明进水氮浓度的升高对该反应器内微生物蛋白酶活性造成的抑制作用不明显，反而有利于提高蛋白酶活性，从而提高了该反应器的脱氮效能。

图5 不同氮浓度对EPS的多糖(a)和蛋白(b)含量的影响Fig.5 Effects of different nitrogen concentrations on polysaccharide(a)and protein(b)contents of EPS

图6 不同氮浓度对关键酶活性的影响Fig.6 Effects of different nitrogen concentrations on key enzyme activities

2.6 微生物群落结构分析

对该生物电化学-颗粒污泥反应器运行的第Ⅰ阶段与提高进水氮浓度后第Ⅳ阶段的微生物群落结构进行分析，旨在从微生物角度揭示影响机制[23]，其结果如图7和图8所示。

图7 门水平的菌群相对丰度Fig.7 Relative abundance of microbial community at phylum level

由图7可知，在门水平下，该反应器运行至第Ⅳ阶段时，变形菌门（Protebaoteria）的相对丰度变化最为明显，在各格室中分别减少了20.25%、15.07%、8.58%、11.12%和16.93%，但其仍是1 号、2 号和5 号格室的主导菌群，原因在于变形菌门（Protebaoteria）在碳源和氮素的代谢过程中发挥着重要作用，可能随着进水氮浓度不断加大，对其产生了一定的抑制作用，也致使氮去除效果出现了小幅度下降。绿弯菌门（Chloroflexi）在2 号格室（增加了9.85%）和4 号格室（减少了9.02%）变化较大，其能降解碳水化合物和微生物的细胞物质，常出现在自养脱氮反应器中[37]。厚壁菌门（Firmicutes）在1 号和5 号格室分别减少了3.27%和6.51%，而2 号、3 号和4 号格室分别增加了18.5%、8.36%和3.8%，其为1 号、2 号和3 号格室的优势菌群，原因可能是至第Ⅳ阶段时，1 号格室承受的有机负荷过大，厚壁菌门（Firmicutes）丰度降低，而2号～4号格室的丰度升高，以进一步去除有机物，厚壁菌门（Firmicutes）与脱氮效能紧密相关，其能在厌氧或有氧的环境下进行反硝化过程，且有利于COD 的降解[38-39]。浮霉菌门（Planctomycetes）则是在各格室有不同程度的增加，分别为2.2%、0.86%、3.47%、5.3%和25.09%，其中5号格室增加的丰度最高，为5 号格室的主导菌群。有研究表明，浮霉菌门（Planctomycetes）具有脱氮功能，并随反应器内负荷增大而增多[40]。

图8 属水平的菌群相对丰度Fig.8 Relative abundance of microbial community at genus level

由图8可知，对属水平而言，具有重要反硝化作用的脱氮菌陶厄氏菌属（Thauera）和假单胞菌属（Pseudomonas）在第Ⅳ阶段时在各格室均有不同程度的减少[41-42]。陶厄氏菌属（Thauera）在1 号格室明显减少（8.64%），由于1 号格室的氮素负荷最高，故Thauera 相对丰度最高。但在第Ⅳ阶段时，Pseudomonas 在1 号～3 号 格 室 出 现 减 少，分 别 由14.79%减少至0.69%、14.24%减少至0.36%、1.88%减少至0.03%，可能是氮素负荷的升高对Thauera 和Pseudomonas 产生了一定的抑制作用，尤其是对Pseudomonas，但氮污染物仍得以高效去除，表明该反应器中其他脱氮菌群增多。其次变化较明显的是不动杆菌属（Acinetobacter），其是一种专性好氧的革兰阴性杆菌[41]，在1 号、5 号格室的变化较明显，分别由6.65%减少至0.06%、15.37%减少至0.01%。Acinetobacter 在第Ⅳ阶段时相对丰度的降低与温度有关，有研究表明，Acinetobacter 更喜好低温环境[23]，而这亦可能与第Ⅲ和第Ⅳ阶段的NO3--N 出水浓度略高相关。而具有产甲烷作用的甲烷丝状菌属（Methanothrix）与甲烷杆菌属（Methanobacterium）分别在4 号格室增加了4.54% 和1 号格室增加了0.74%，其中Methanothrix 仍是4 号格室的优势菌属（12.3%），也由此表明产甲烷菌能在该反应器中与其他菌群联营共存。嗜碱菌属（Alkaliphilus）在1 号格室减少，而在2 号～4 号格室中分别增加了1.24%、2.58%和1.95%，原因可能是由于1 号格室承受的负荷增大后，内部有机酸物质增多，抑制了Alkaliphilus的生长。Levilinea 亦在2 号～4 号格室中增加较显著，分别增加了1.88%、5.31%和5.78%，是3 号和4号格室的优势菌群。而具有产电性能的地杆菌属（Geobacter）在阳极室中分别减少了0.29%、1.36%、1.25%和2.54%，表明除Geobacter 外，还有其他产电菌存在；同时有研究表明，氮浓度过高时，会对Geobacter有一定的抑制作用[43]。

3 结 论

（1）构建了新型生物电化学-颗粒污泥反应器，该反应器在进水NO3--N 和NO2--N 浓度分别为180 mg·L-1和80 mg·L-1时，其出水浓度分别为0.98 mg·L-1和0.1 mg·L-1，可实现对水中溶解性甲烷的利用；其中4号格室的输出电压最大，为608.1 mV，同时温度对该反应器的运行有较大影响。

（2）反应器中第Ⅱ阶段5 号格室SMP、LB-EPS和TB-EPS 的多糖和蛋白含量最高；对于酶活性而言，1 号格室辅酶F420活性相对最低，进水氮浓度的增大提高了污泥中蛋白酶活性，而温度的降低使得后续格室污泥中乙酸激酶活性增大。

（3）随着进水氮浓度的增加，各格室变形菌门变化显著，分别减少了20.25%、15.07%、8.58%、11.12%和16.93%，但仍为各格室的主要菌群，浮霉菌门则在各格室有不同程度的增加，5 号格室增加了25.09%；具有反硝化作用的陶厄氏菌属和假单胞菌属在第Ⅳ阶段出现了减少，同时进水氮浓度的增大，对地杆菌属产生了一定的抑制作用。