陳娜，張肖靜，張楠，馬冰冰，張涵，楊浩潔，張宏忠

（鄭州輕工業(yè)大學(xué)材料與化學(xué)工程學(xué)院，環(huán)境污染治理與生態(tài)修復(fù)河南省協(xié)同創(chuàng)新中心，河南 鄭州 450001）

目前脫氮仍是污水處理領(lǐng)域的研究重點(diǎn)，特別是低碳氮比（C/N）條件下的高效脫氮問題仍亟待解決。傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝因受碳源不足的影響，脫氮效率嚴(yán)重下降[1]。自養(yǎng)脫氮技術(shù)作為一種新型脫氮技術(shù)，可在低氧環(huán)境和無需有機(jī)碳源的條件下，實現(xiàn)脫氮[2]。據(jù)不完全統(tǒng)計，我國大約有65%以上的污水處理廠存在進(jìn)水碳源不足的現(xiàn)象，針對于此，基于厭氧氨氧化的自養(yǎng)脫氮技術(shù)表現(xiàn)出明顯優(yōu)勢[3]。由于自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)中缺乏有機(jī)質(zhì)，且系統(tǒng)污泥齡較長，因此系統(tǒng)中在伴隨大量微生物凋亡釋放出原生質(zhì)時，易誘導(dǎo)內(nèi)源反硝化的產(chǎn)生；另一方面在厭氧或缺氧條件下，部分微生物能夠吸收揮發(fā)性脂肪酸將其轉(zhuǎn)化為內(nèi)部儲能物質(zhì)，外部碳源不足時可分解胞內(nèi)聚合物進(jìn)行內(nèi)源反硝化[4-7]。因此，本研究建立了亞硝化-混合自養(yǎng)脫氮工藝（厭氧氨氧化和內(nèi)源反硝化），用于處理低C/N 廢水。據(jù)報道，亞硝化菌、反硝化菌及厭氧氨氧化菌均具有群體感應(yīng)性能[8-10]，因此，該工藝極有可能受到群體感應(yīng)的影響。

群體感應(yīng)是微生物間的通信機(jī)制，通過釋放信號分子調(diào)控微生物的基因表達(dá)、胞外聚合物（extracellular polymeric substance，EPS）的 分 泌、生物膜的形成和蛋白酶的合成等[11]。群體淬滅則是群體感應(yīng)的反過程。群體感應(yīng)淬滅酶可以分解微生物之間用于交流的信號分子，從而使群體感應(yīng)減弱或失效。目前研究較多的淬滅酶主要是?；呓z氨酸內(nèi)酯（acyl homoserine lactone，AHLs）介導(dǎo)的群體感應(yīng)淬滅酶，包括AHLs-內(nèi)酯酶、AHLs-?；D(zhuǎn)移酶以及AHLs-氧化還原酶。2009 年，Yeon 等[12]首次將酰基轉(zhuǎn)移酶應(yīng)用于污水深度處理的膜生物反應(yīng)器（membrane bioreactor，MBR）中，發(fā)現(xiàn)AHL-酰基轉(zhuǎn)移酶能使AHLs類信號分子淬滅，從而防止生物膜的產(chǎn)生，減緩膜污染。隨后，Kim 等[13]通過壓力作用直接將?；D(zhuǎn)移酶固定在膜組件上，發(fā)現(xiàn)能夠顯著抑制生物膜生長，有效緩解了膜堵塞現(xiàn)象。在此背景下，相關(guān)研究也不斷拓寬，如崔雪燕[9]通過研究?；D(zhuǎn)移酶對菌株反硝化的影響，發(fā)現(xiàn)20mg/L 的淬滅酶對菌株生長并未造成影響，但對反硝化過程具有明顯的促進(jìn)作用。但這類研究大多關(guān)注微生物菌株的變化或者膜污染控制方面，未對反應(yīng)系統(tǒng)的脫氮性能變化進(jìn)行深入探究。

因此，本文以亞硝化-混合自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)為研究對象，跟蹤分析群體感應(yīng)淬滅酶-AHLs ?；D(zhuǎn)移酶對反應(yīng)體系脫氮性能、EPS、溶解性微生物產(chǎn)物（soluble microbial products，SMP）的分泌、關(guān)鍵酶活和微生物群落的影響，探究淬滅酶對亞硝化-混合自養(yǎng)脫氮工藝的調(diào)控作用，以期為低C/N廢水的高效低耗處理提供理論支持，并為生物脫氮處理技術(shù)提供新的探索途徑。

1 材料與方法

1.1 實驗設(shè)置

本研究接種污泥采用培養(yǎng)良好的MBR 反應(yīng)器中的自養(yǎng)脫氮活性污泥。該MBR 已經(jīng)在實驗室運(yùn)行兩年以上，在進(jìn)行本文實驗之前，MBR 的水力停留時間為18h，除了每天取樣帶走的泥量，沒有額外排泥，膜組件也保證了所有污泥被截留在反應(yīng)器中。因此，該MBR 中存在大量死亡微生物殘體釋放的SMP，進(jìn)而為內(nèi)源反硝化提供了碳源[14]。該反應(yīng)器中氨氮的氧化主要以亞硝化為主，總氮去除以亞硝化-內(nèi)源反硝化為主，同時含有微量的厭氧氨氧化過程，但并未檢測到厭氧氨氧化菌。接種污泥的總氮去除負(fù)荷約為0.2kg/(m3·d)，混合液懸浮固體（mixed liquor suspended solids，MLSS）的質(zhì)量濃度為10g/L。

將接種污泥混勻后等分至2個血清瓶中，分別命名為R1 和R2，R1 作為空白對照不加淬滅酶，R2中加入2μmol/L的淬滅酶，其他運(yùn)行條件完全相同。兩個反應(yīng)器置于搖床，每天于150r/min條件下避光反應(yīng)18h，整個實驗運(yùn)行30d。每個周期設(shè)置如下：進(jìn)水5min，反應(yīng)18h，靜置0.5h，換水5min，換水比控制在70%，剩余時間靜置。具體運(yùn)行參數(shù)見表1。

表1 各反應(yīng)器運(yùn)行條件和平均進(jìn)水水質(zhì)

淬滅酶為酰基轉(zhuǎn)移酶Ⅰ（C30H34Cl2N4O），酶活力為500～1500U/mg，美國Sigma 公司產(chǎn)，淬滅酶在投加時先溶于甲醇中配成濃度為1g/L 的儲備溶液，再把溶液加入反應(yīng)器中。因此空白對照組R1中各周期也添加了相同量的甲醇，以保證實驗的單一變量。實驗用水采用人工配置的模擬廢水，(NH4)2SO4用于提供氨氮，NaHCO3用于提供堿度。各周期始末測定pH、T和DO，并取水樣測定反應(yīng)前后氨氮、亞氮、硝氮的濃度。整個實驗結(jié)束后，取污泥樣品用于測定EPS、SMP、關(guān)鍵酶活力和微生物群落結(jié)構(gòu)。

1.2 水質(zhì)指標(biāo)測定方法

兩個反應(yīng)器進(jìn)出水氨氮、亞氮和硝氮分別采用納氏試劑分光光度法、N-1-萘基乙二胺分光光度法和紫外分光光度法測定[15]，pH、DO 和T采用便攜式多參數(shù)水質(zhì)分析儀（德國WTW）測定，MLSS含量采用稱重法測定?？偟コ剩╰otal nitrogen removal efficiency，TNRE）、氨氮去除率（ammonia removal efficiency，ARE）分別按照式(1)和式(2)計算。

1.3 EPS和SMP的測定

取5mL 污泥混合液，在8000r/min 下離心15min，上清液用于測定SMP。用pH 為7.0 磷酸緩沖溶液將剩余泥樣稀釋至原體積，超聲3min 后于水浴鍋中80℃條件下，將樣品加熱30min，每隔10min 搖勻1 次。冷卻后，在8000r/min 下離心15min，所得上清液用于EPS 的測定，SMP 和EPS中蛋白質(zhì)和多糖的含量分別采用福林-酚法和蒽酮法測定[16]。

1.4 HAO和Heme-c的測定

取混合均勻的泥水混合液，在4℃、4000r/min條件下離心3min，棄去上清液并用緩沖溶液清洗定容至原體積，再重復(fù)上述步驟兩次。采用細(xì)胞破碎儀進(jìn)行細(xì)胞破碎，隨后離心30min，得到的上清液即為粗酶液。羥胺氧化還原酶（hydroxylamine oxidoreductase，HAO）活性的測定如下：先取4mL反應(yīng)混合液（1mmol/L 鐵氰化鉀和1mmol/L 鹽酸羥胺），再加入適量粗酶液并立即搖勻。隨后在25°C下反應(yīng)15min后，加入2mL HCl 溶液終止反應(yīng)，室溫放置5min 后于400nm 處測吸光度；空白組則先加入終止劑，再加入粗酶液。HAO 活性按照式(3)計算。

式中，A400為400nm處的吸光度；VL為測定液體積，mL；B為稀釋倍數(shù)；ε為吸光系數(shù)，L/(mol·cm)；b為比色皿寬度，cm；t為時間，min；V為粗酶液體積，mL；m為測定時的泥重，g。

Heme-c 的測定如下：向離心管中先加入1mL（體積分?jǐn)?shù)為40%的吡啶和200mmol/L的氫氧化鈉）混合溶液，再加入適量的粗酶液混勻。將混合液加入到比色皿中，再加入3mg的連二亞硫酸鈉，此過程需在1min內(nèi)于波長500～600nm范圍內(nèi)進(jìn)行光譜掃描[17]。Heme-c含量按照式(4)進(jìn)行計算。

式中，A500、A535為500nm 和535nm 處的吸光度的差值；m為測定時加入粗酶液所對應(yīng)的泥重，g。

1.5 高通量測序

用Qubit2.0 DNA 檢測試劑盒（Sangon 公司，中國）檢測樣品的DNA。采用高通量焦磷酸測序，使用V3-V4 高變區(qū)域的通用PCR 引物341F/805R （341F：CCTACGGGNGGCWGCAG；805R：GACTACHVGGG-TATCTAATCC）進(jìn)行擴(kuò)增，高通量焦磷酸測序使用MiSeq測序平臺進(jìn)行分析。所得序列與Silva數(shù)據(jù)庫中的微生物進(jìn)行了比較。

2 結(jié)果與討論

2.1 淬滅酶對自養(yǎng)脫氮性能的影響

圖1反映了兩個反應(yīng)器進(jìn)出水中氮素含量及脫氮性能的變化情況。R1僅加入等量甲醇作為對照，R2 中加入了2μmol/L 的淬滅酶。R1、R2 反應(yīng)器平均進(jìn)水氨氮濃度分別為168.0mg/L、171.7mg/L。

圖1 淬滅酶對反應(yīng)器脫氮性能的影響

在R1 中，以每5 個周期為一個階段取平均值進(jìn)行脫氮性能分析，反應(yīng)器的脫氮性能呈先升高后降低的趨勢。其中前兩階段出水氨氮濃度從35.3mg/L 降低至23.2mg/L，ARE 由80.4%升高至86.1%，TNRE由59.9%升高至61.9%。隨后反應(yīng)器各階段出水氨氮和亞氮濃度不斷升高，兩者最終穩(wěn)定在56.0mg/L 和47.5mg/L，出水硝氮含量不斷降低，最終降至9.0mg/L；各階段ARE 由80.3%升高至86.1%，后不斷下降至67.2%，TNRE由59.9%升高至61.9%，后不斷下降至37.4%。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，反應(yīng)器中氨氮的升高和亞氮的積累可能是自養(yǎng)脫氮微生物無法適應(yīng)新環(huán)境，導(dǎo)致反應(yīng)器污泥活性下降。最終ARE 由80.3%下降至67.2%，TNRE 由59.9% 下降至37.4%，兩者的下降幅度分別為13.1%和22.5%。根據(jù)進(jìn)出水氮素濃度變化規(guī)律、較高的ARE和較低的TNRE，可以推測反應(yīng)器中大部分的亞氮都由好氧氨氮氧化生成，由于兩組反應(yīng)器DO 均小于0.05mg/L，因此反應(yīng)器中基本不存在硝化過程。由于兩個反應(yīng)器中都存在亞硝化過程，氨氮和亞氮的共存為厭氧氨氧化提供了反應(yīng)的底物，因此這表明反應(yīng)器中存在厭氧氨氧化過程，故反應(yīng)器中大部分的硝氮主要來源于厭氧氨氧化過程，則反應(yīng)器中的總氮主要依靠亞硝化-內(nèi)源反硝化和少量厭氧氨氧化共同去除。

R2 反應(yīng)器中加入2μmol/L 的淬滅酶，與R1 進(jìn)行相同分析，反應(yīng)器脫氮性能呈現(xiàn)不斷下降趨勢。其中前兩個階段出水氨氮由最初的34.7mg/L降低至31.5mg/L，ARE 由80.8%升高至81.9%。隨后反應(yīng)器各階段出水氨氮和亞氮濃度不斷升高，兩者最終穩(wěn)定在61.4mg/L和66.5mg/L，出水硝氮含量不斷降低，最終降至4.2mg/L；各階段脫氮性能ARE 由80.8%升高至81.9%，后不斷下降至64.4%，TNRE由51.5%不斷下降至26.4%，兩者最終的下降幅度分別為16.4%和25.1%。

結(jié)合圖1兩組反應(yīng)器各階段氮素變化和脫氮性能的變化可知，R2 內(nèi)出現(xiàn)了明顯的亞氮積累，各階段出水亞氮均高出R1 約19.0mg/L。阮心怡等[18]研究淬滅酶對菌株P(guān).aeruginosa反硝化的影響結(jié)果表明，群體淬滅對提升菌株反硝化作用具有促進(jìn)作用，這表明淬滅酶的加入具有促進(jìn)R2 反硝化作用的可能。值得注意的是，R2各階段ARE比R1略有降低，且出水硝氮略低于R1，各階段TNRE 比R1平均低11.1%，這說明淬滅酶在強(qiáng)化亞硝化的同時，厭氧氨氧化過程受到抑制，不能及時消耗氨氮和亞氮，從而導(dǎo)致氨氮去除下降以及亞氮的積累。張肖靜等[19]研究群體感應(yīng)淬滅酶對MBR-CANON系統(tǒng)脫氮的影響，發(fā)現(xiàn)淬滅酶抑制了亞硝化和厭氧氨氧化。這一結(jié)果與本研究略有不同，可能是兩個反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)微生物組成的不同以及淬滅酶濃度的較大差異造成的。另一方面，相關(guān)研究[9]表明，向原本含有外源信號分子的系統(tǒng)中加入20mg/L 的豬腎酰化酶后，厭氧反硝化作用被顯著促進(jìn)，但實驗中各菌株亞氮積累量均較低。本文則主要表現(xiàn)為亞氮的積累，分析原因可能是：上述研究中反應(yīng)系統(tǒng)含有充足的碳源，而本研究為自養(yǎng)系統(tǒng)，溶解淬滅酶的微量甲醇及內(nèi)源碳源SMP 等并不足以使硝氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)?，而是停留在亞氮階段造成亞氮積累，即短程反硝化得到強(qiáng)化。

2.2 淬滅酶對污泥性能的影響

EPS為微生物的主要代謝產(chǎn)物，其分泌為微生物抵御外界環(huán)境的一種保護(hù)機(jī)制，SMP則主要與微生物的凋亡有關(guān)[20]。圖2 反映了反應(yīng)器中EPS 和SMP 含量的變化情況。經(jīng)過長期運(yùn)行后，R1 的EPS 中蛋白質(zhì)和多糖分別為45.2mg/g 和10.2mg/g，R2 的EPS 中蛋白質(zhì)和多糖則分別為32.1mg/g 和5.2mg/g。與R1 相比，向反應(yīng)器中投加2μmol/L 淬滅酶后，EPS 總含量由55.4mg/g 降低為37.2mg/g，原因是微生物之間會通過群感效應(yīng)機(jī)制分泌大量的EPS或其他代謝產(chǎn)物，從而形成穩(wěn)定的生物膜結(jié)構(gòu)以幫助細(xì)菌向固體表面附著[21]。淬滅酶則會降解群體感應(yīng)信號分子，抑制群感效應(yīng)，從而降低微生物EPS的分泌。另一方面研究表明Metagenome是主要的EPS 產(chǎn)生菌和AHLs 類信號分子的產(chǎn)生菌[22]。值得注意的是，本研究向R2反應(yīng)器中加入淬滅酶后，Metagenome菌屬相對豐度由2.19%減少至1.46%，因此Metagenome菌屬的減少直接降低了系統(tǒng)中EPS的含量；另一方面Metagenome菌屬的減少限制了AHLs 類信號分子的產(chǎn)生，從而減弱了群體感應(yīng)，最終表現(xiàn)為EPS的降低。

圖2 長期作用后兩個反應(yīng)器中EPS和SMP的變化情況

R1 的SMP 中蛋白質(zhì)和多糖的含量分別為44.8mg/L 和22.5mg/L，R2 的SMP 中蛋白質(zhì)和多糖的含量分別為73.9mg/L和10.5mg/L，可以看出淬滅酶的加入使得反應(yīng)器中SMP 的含量由67.3mg/L 升高為84.4mg/L，這表明淬滅酶的加入使得部分微生物凋亡，這與R2 中微生物豐富度和多樣性降低的結(jié)果相一致。值得注意的是，淬滅酶的加入使得蛋白質(zhì)含量明顯升高、多糖含量明顯降低，這表明淬滅酶使得SMP 的組成發(fā)生了變化。另一方面，相關(guān)研究表明[23]，在厭氧和缺乏外源營養(yǎng)物質(zhì)條件下，反硝化菌可以利用SMP作為碳源進(jìn)行反硝化?？梢钥闯?，R2 反應(yīng)器中EPS 和SMP 類有機(jī)質(zhì)含量低于R1，可能是淬滅酶誘導(dǎo)了反硝化菌的增殖，從而消耗有機(jī)質(zhì)促進(jìn)了內(nèi)源反硝化。但由于外源有機(jī)質(zhì)的缺乏和反硝化菌對內(nèi)源有機(jī)質(zhì)利用率有限，因此致使短程內(nèi)源反硝化的發(fā)生，從而造成了亞氮積累，最終反應(yīng)器脫氮性能降低，該結(jié)論和2.1 節(jié)脫氮過程的分析結(jié)果一致。

2.3 淬滅酶對關(guān)鍵酶活的影響

HAO 為生物脫氮過程的關(guān)鍵酶，其在硝化、反硝化以及厭氧氨氧化過程中均發(fā)揮著重要作用[24]。一方面亞硝化菌的HAO 能將羥胺進(jìn)一步氧化成亞硝酸鹽，從而完成亞硝化，推動硝化作用；另一方面，異養(yǎng)反硝化菌的HAO 在氧化羥胺時產(chǎn)生一部分電子還原亞硝酸鹽，從而促進(jìn)反硝化過程[25]。如圖3(a)所示，在R1中HAO酶活為0.80EU/g，在加入2μmol/L 淬滅酶的R2 中，HAO 酶活增高為0.99EU/g。這說明淬滅酶的加入促進(jìn)了HAO 酶活，結(jié)合2.1節(jié)系統(tǒng)脫氮性能和脫氮途徑的分析，R2出水氨氮升高、硝氮降低以及亞氮積累，都表明系統(tǒng)亞硝化和短程內(nèi)源反硝化增強(qiáng)，因此HAO 的增加與上述兩種反應(yīng)過程的強(qiáng)化密切相關(guān)。

圖3 長期作用后兩個反應(yīng)器中HAO和Heme-c的變化情況

Heme-c是厭氧氨氧化菌的特征色素[26]。圖3(b)反映了反應(yīng)器內(nèi)Heme-c的變化情況，R1中Heme-c的含量為0.002mmol/g，R2 中Heme-c 的含量為0.004mmol/g。相較于R1，淬滅酶的加入提高了Heme-c 的含量。有研究[27]表明Heme-c 含量增加，可能是厭氧氨氧化菌受到抑制后的應(yīng)激反應(yīng)，通過分泌更多的Heme-c以應(yīng)對外部環(huán)境沖擊。結(jié)合R2中厭氧氨氧化受到抑制以及總氮去除下降的結(jié)果可知，淬滅酶的加入誘導(dǎo)厭氧氨氧化菌分泌更多的Heme-c 以抵抗其抑制。另一方面，據(jù)報道[28]，亞氮本身對微生物有毒害作用，出水亞硝酸鹽濃度為70mg/L 即可達(dá)到半抑制效果。R2 出水亞氮高達(dá)66.5mg/L，足以抑制厭氧氨氧化菌的活性，而微生物活性的降低又會反過來促進(jìn)亞氮的積累。淬滅酶的抑制作用和亞氮的毒害作用相結(jié)合，是否會產(chǎn)生聯(lián)合毒害作用，從而影響脫氮性能，相關(guān)機(jī)理還有待深入研究。

2.4 淬滅酶對微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

對各反應(yīng)器的活性污泥樣品進(jìn)行高通量測序并分析，結(jié)果如圖4和表2所示。兩組反應(yīng)器樣品的Coverage 均等于0.998，表明數(shù)據(jù)分析覆蓋了絕大多數(shù)微生物，保證了數(shù)據(jù)的可靠性。ACE 和Chao指數(shù)越大，表明以O(shè)TU 為分類單元的優(yōu)勢物種的豐富度越大?？梢园l(fā)現(xiàn)，空白組R1的ACE和Chao指數(shù)高出R2 近1 倍，表明淬滅酶的加入降低了優(yōu)勢微生物的豐度。Shannon 指數(shù)與Simpson 指數(shù)的變化趨勢相反，但反映的規(guī)律一致，Shannon 指數(shù)越大代表微生物的多樣性越高。R1的Shannon指數(shù)與Simpson 指數(shù)分別為3.8 和0.075，R2 分別為3.4和0.078。這表明兩組反應(yīng)器的微生物多樣性相差不大。值得注意的是R1、R2反應(yīng)器的微生物豐富度存在不容忽視的差異，造成這種差異的主要原因可能是淬滅酶的投加破環(huán)了部分微生物的群感效應(yīng)，從而阻礙了部分微生物的生長繁殖。

圖4 屬水平微生物群落變化情況

表2 微生物測序多樣性指數(shù)和相對豐度

圖4 反映了兩組反應(yīng)器中的微生物群落組成。如圖所示，R1和R2菌屬種類未發(fā)生變化，但各菌屬相對豐度發(fā)生了變化?？梢钥闯龈鞣磻?yīng)器中均未檢測出厭氧氨氧化菌，主要是因為反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌并不是優(yōu)勢菌屬，由于濃度較低未被檢出。在R1 中，優(yōu)勢菌屬主要為Hyphomicrobium、Arenimonas、Nitrosomonas和Truepera，它們的相對豐度分別為20.56%、7.37%、5.83%和4.33%。其中Hyphomicrobium、Arenimonas和Truepera為主要的反硝化菌屬[29-31]，Nitrosomonas為優(yōu)勢亞硝化菌屬[32]。在加入淬滅酶的R2 中，Nitrosomonas的相對豐度增長至6.32%。這與張肖靜等[19]的AHLs 酰基轉(zhuǎn)移酶使脫氮系統(tǒng)亞硝化菌的相對豐度減少的結(jié)果略有不同，主要可能是兩個反應(yīng)系統(tǒng)中菌群結(jié)構(gòu)存在較大差異，因此亞硝化菌表現(xiàn)出不同的響應(yīng)結(jié)果。Hyphomicrobium和Truepera反硝化菌屬的相對豐度基本不變，分別為20.94% 和4.64%，Arenimonas等反硝化菌屬的相對豐度略有減少，為6.43%。Zhang 等[33]研究發(fā)現(xiàn)，Arenimonas能有效消耗硝酸鹽，從而提高總氮（TN）去除效率，故Arenimonas的減少使得TN 去除率下降。同時相關(guān)研究[34]表明，Arenimonas與厭氧氨氧化關(guān)系密切，與自養(yǎng)脫氮性能呈正相關(guān)，因此Arenimonas相對豐度的降低也從側(cè)面反映厭氧氨氧化受到了抑制。有研究[35]表明，Thermomonas是短程反硝化體系中的優(yōu)勢反硝化菌屬，值得注意的是，Thermomonas反硝化菌屬的相對豐度由0.28%增長至9.04%，出現(xiàn)了大幅度增長，這再次證明加入淬滅酶后短程反硝化的增強(qiáng)。此外，有研究認(rèn)為Thermomonas為亞硝酸鹽產(chǎn)生的反硝化菌[36]，這說明，淬滅酶能夠促進(jìn)硝氮轉(zhuǎn)化成亞氮，這也解釋了為什么R2出水亞氮高于R1。

結(jié)合上述分析，反應(yīng)系統(tǒng)主要以亞硝化反應(yīng)，結(jié)合內(nèi)源反硝化和少量厭氧氨氧化協(xié)同脫氮，而淬滅酶的加入促進(jìn)了系統(tǒng)短程內(nèi)源反硝化并抑制了厭氧氨氧化過程，最終使R2 中亞氮積累，TNRE 下降。因此，淬滅酶有可能用于兩級式自養(yǎng)脫氮工藝（短程反硝化-厭氧氨氧化）短程反硝化單元的強(qiáng)化，進(jìn)而為后續(xù)厭氧氨氧化提供亞氮基質(zhì)，之后與氨氮廢水混合進(jìn)行處理，最終實現(xiàn)低C/N比廢水的高效處理。

3 結(jié)論

在以內(nèi)源反硝化為主要脫氮過程的亞硝化-混合自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)中存在厭氧氨氧化過程，但不占優(yōu)勢。2μmol/L 的淬滅酶長期作用于亞硝化-混合自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)，導(dǎo)致反應(yīng)器內(nèi)亞氮大量積累，出水亞氮達(dá)到66.5mg/L，同時總氮去除顯著下降，相比未加淬滅酶的對照組降低了11.1%。淬滅酶的加入強(qiáng)化了短程反硝化，但抑制了厭氧氨氧化。淬滅酶抑制了污泥中EPS的分泌，但誘導(dǎo)了SMP的分泌，進(jìn)而為內(nèi)源反硝化提供了碳源。Heme-c 的增加有可能是厭氧氨氧化菌抵抗外界不利環(huán)境的一種機(jī)制。添加2μmol/L 淬滅酶使Nitrosomonas的相對豐度由5.83%增長為6.32%，Thermomonas反硝化菌屬的相對豐度由0.28%增長至9.04%。淬滅酶有望用于短程反硝化單元的強(qiáng)化，進(jìn)而為兩級式自養(yǎng)脫氮工藝的厭氧氨氧化單元提供亞氮基質(zhì)。