Microsoft Word - 46 (45) 周晨 化工进展 _flow_toEditor_Content_5_ doc

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1 化工进展 3074 CHEMICAL INDUSTRY AND ENGINEERING PROGRESS 2017 年第 36 卷第 8 期 反硝化过程中氧化亚氮释放机理研究进展 周晨, 潘玉婷, 刘敏, 陈滢 ( 四川大学建筑与环境学院, 四川成都 ) 摘要 : 氧化亚氮 (N 2 O) 是一种强效的温室气体并会严重破坏臭氧层, 其在污水厂的释放问题被众多研究者所关注 为了更好地理解反硝化过程中 N 2 O 的释放机制, 本文介绍了反硝化过程中 N 2 O 的产生途径和影响因素, 涉及碳源 碳氮比 电子受体 溶解氧 (DO) ph 污泥龄(SRT) N 2 O 还原酶抑制物等方面 首先重点分析了反硝化过程中一些情况下 N 2 O 的积累原因, 认为是四步反硝化酶对电子的竞争, 电子竞争协同环境因素共同影响 N 2 O 的积累 ; 随后分别从电子受体和电子供体角度介绍了呼吸链电子传递抑制剂以及氧化还原介质在反硝化过程中的应用情况, 探讨了这两个方面应用于电子竞争研究的可能性 ; 最后指出将反硝化过程中碳源氧化和氮氧化物还原的动力学剥离作为后期研究电子竞争的方向 本文有助于揭示电子竞争机制下反硝化过程中间产物尤其是 N 2 O 形成的作用机理, 归纳出导致 N 2 O 在反硝化过程中积累的关键因素, 可以成为污水厂中 N 2 O 减排的控制策略 关键词 : 反硝化 ; 氧化亚氮 (N 2 O); 电子竞争 ; 电子传递抑制剂 ; 氧化还原介体中图分类号 :X703.1 文献标志码 :A 文章编号 : (2017) DOI: /j.issn Advance of mechanism on N 2 O emissions from biological denitrification ZHOU Chen,PAN Yuting,LIU Min,CHEN Ying (College of Architecture and Environment,Sichuan University,Chengdu ,Sichuan,China) Abstract:Nitrous oxide(n 2 O)is a potent greenhouse gas and can result in the destruction of the ozone layer. N 2 O emission from biological nitrogen removal in domestic wastewater treatment plant has aroused widely attention in recent years. To better understand the mechanism of N 2 O production in denitrification,this review concisely summarized the pathways of N 2 O production and the influencing factors affecting N 2 O production,such as carbon source,c/n ratio,electron acceptor,dissolved oxygen (DO),pH,solid retention time(srt)and nitrous oxide reductase inhibitors. Previous investigation indicated that,in some cases,electron competition among the four reduction steps in denitrification could be the ultimate cause of N 2 O accumulation,and electron competition might cooperate with some other environmental factors,such as ph,to conduce the N 2 O accumulation. This review then gave an introduction on the techniques of using electron transfer inhibitors to manipulate the electron acceptor (s) involved in denitrification and using redox mediators to provide fast using electron donors in denitrification,and discussed the possibility of applying both techniques to study the electron competition process. Finally,this review proposed that studying the carbon oxidation process and the nitrogen reduction process separately could be a strategy to investigate the electron competition process. This review is conducive to reveal the key factors leading to N 2 O and other denitrification intermediates 收稿日期 : ; 修改稿日期 : 基金项目 : 国家自然科学基金项目 ( ) 第一作者 : 周晨 (1992 ), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为水污 染治理 chelesyzhou@163.com 联系人: 潘玉婷, 博士, 副教授, 特聘副研究员, 主要从事水污染控制技术研究 dlpyting@163.com

2 第 8 期周晨等 : 反硝化过程中氧化亚氮释放机理研究进展 3075 accumulation,and to provide operation strategies to reduce the N 2 O emission during denitrification in wastewater treatment plant. Key words:denitrification;nitrous oxide;electron competition;electron transfer inhibitors;redox mediators 氧化亚氮 (nitrous oxide,n 2 O) 是一种重要的温室气体, 其化学性质稳定, 在大气中存留时间长, 平均寿命可达 100~150 年, 全球增温潜势约为 CO 2 的 298 倍 [1-2] 并且,N 2 O 可被输送到大气平流层发生光化学反应, 消耗其中的臭氧, 导致臭氧层破坏 [3] [4] RAVISHANKARA 等指出,N 2 O 是目前最重要的臭氧层破坏气体, 而且这种状况将持续整个 21 世纪 因此,N 2 O 释放已成为一个全球性的问题, 需要采取有效措施控制 N 2 O 的释放 污水生物脱氮过程是 N 2 O 的一个重要人为排放源 [5-6] 不同污水处理厂的 N 2 O 释放因子 ( 污水厂释放的 N 2 O 中的含氮量 / 污水厂的进水总氮 ) 相差很大 [5,7] 目前已有的研究表明: 污水处理厂中 N 2 O 释放因子在 1%~25% [8-9] 这些数据大部分通过随机取样的监测方法获得, 因此具有很大的不确定性 近些年, 通过优化测量方案, 采用在线监测的方法提高了测量精度, 测得的 N 2 O 释放因子范围在 0.01%~6.8% [10-16] [17-18] PAN 和 YE 等针对澳大利亚多所污水厂的实地在线测量中也发现,N 2 O 释放因子在 0.5%~1.9% 污水处理厂温室气体排放总量包括化石燃料燃烧导致的 CO 2 排放以及各种其他温室气体如 CH 4 N 2 O 的直接排放 研究表明 :N 2 O 释放因子为 0.5% 时, 污水处理厂的温室气体排放总量将增长约 20%;N 2 O 释放因子达到 2.5% 时, 污水处理厂的温室气体排放总量将增长约 100%~200% [19] 比对已报道的污水厂中 N 2 O 释放因子数据可见,N 2 O 有可能主导污水厂温室气体的排放总量 近十年来, 随着我国废水集中处理量大幅度增加, 强化废水的生物脱氮处理导致 N 2 O 排放量显著增加 [7] 因此, N 2 O 在污水处理过程中的释放问题不容忽视 污水处理过程中工艺 ( 如氧化沟工艺 A/O 工艺 SBR 工艺等 ) 的选择 运行参数 ( 如碳源 底物浓度 ph 溶解氧等) 的变化都会影响微生物的生存环境, 进而对污水厂中 N 2 O 的释放和积累产生影响 [20-21] 由于实际污水处理系统的复杂性和多样性, 以及各种环境因素对硝化菌和反硝化菌产生 N 2 O 存在着繁杂的影响机制, 因此对于 N 2 O 在污水厂中产生的具体机理, 还存在有待研究的问题 本文针对污水处理反硝化过程中 N 2 O 的产生机理与影响因素进行综述, 对呼吸链电子传递抑制剂以及氧化还原介质两方面的内容进行介绍, 对反硝化电子竞争机制下 N 2 O 积累的相关机理进行分析与探讨 针对目前生物脱氮反硝化过程中存在的问题提出该领域需要进一步研究的方向, 以期为今后开展相关领域的研究提供思路和参考 1 反硝化过程中 N 2 O 的产生途径 污水厂中的 N 2 O 主要是在生物脱氮过程, 即硝化和反硝化中产生 硝化过程包括氨氧化和亚硝酸氧化两阶段, 分别由两类化能自养微生物完成 氨氧化菌 (aerobic ammonia-oxidizing bacteria,aob) 把氨氮首先氧化为羟胺 (NH 2 OH), 再进一步氧化为亚硝酸盐, 此过程的催化酶包括氨单加氧酶 (ammonia monooxygenase,amo) 和羟胺氧化还原酶 (hydroxylamine oxidoreductase,hao); 亚硝酸盐氧化菌 (nitrite-oxidizing bacteria,nob) 将亚硝酸氧化为硝酸盐, 此过程的催化酶为亚硝酸氧化还原酶 (nitrite oxidoreductase,nxr) [5] 反硝化过程中, 反硝化菌 ( 化能异养兼性缺氧型微生物 ) 在缺氧条件下, 以有机物作为电子供体, 将硝酸盐氮转化为氮气 典型的反硝化过程包括以下四步 : NO 3 NO2 NO N2 O N 2 反硝化过程是一个涉及多种酶 [ 分别为硝酸盐还原酶 (nitrate reductase,nar) 亚硝酸盐还原酶(nitrite reductase, NiR) 一氧化氮还原酶(nitric oxide reductase,nor) 和氧化亚氮还原酶 (nitrous oxide reductase,n 2 OR)] 和多种中间产物并伴随着电子传递和能量产生的复杂生化反应过程 [22] 基于目前的文献报道, 硝化过程中的氨氧化过程和异养反硝化过程均会产生 N 2 O [23-25] ( 见图 1) 氨氧化过程中,N 2 O 的产生主要包括以下两条途径 : 1 少量的 NH 2 OH 被氧化为不稳定中间物质亚硝酰基团 (NOH),N 2 O 可以由 NOH 发生化学分解而产生 [26], 另外,NH 2 OH 氧化过程中产生的 NO 的生物还原过程也是 N 2 O 的潜在来源 [27] ;2AOB 可以在 O 2 不足时把少量亚硝酸盐还原为 N 2 O [26,28-29], 这个过程被称作硝化细菌的反硝化作用, 大多是指

3 3076 化工进展 2017 年第 36 卷 图 1 硝化过程与异养反硝化过程中 N 2 O 的产生途径 AMO 氨单加氧酶 ;HAO 羟胺氧化还原酶 ;NXR 亚硝酸氧化还原酶 ;NaR 硝酸盐还原酶 ;NiR 亚硝酸盐还原酶 ;NoR 一氧化氮还原酶 ;N 2 OR 氧化亚氮还原酶 AOB 对于亚硝酸盐的反硝化作用 研究认为 AOB 的基因组中并没有发现 N 2 OR 的基因编码 [30], 说明 AOB 进行反硝化的终产物是 N 2 O, 而不是 N 2 目前, 普遍认为 AOB 的反硝化作用是硝化过程中 N 2 O 产生的主要来源 [31] 反硝化过程中,N 2 O 产生于异养反硝化菌的反硝化作用 N 2 O 是反硝化过程中必然的中间产物 正常情况下,N 2 O 的还原速率高于硝酸盐或亚硝酸盐的还原速率, 因此,N 2 O 会被彻底还原为 N 2, 而不易积累或释放 [32] 但是四步反硝化还原酶(NaR NiR NoR 和 N 2 OR) 的活性对外界环境因素变化而产生的响应不同 在一些情况下, 当 N 2 OR 的活性受到较强的抑制时, 有可能导致 N 2 O 的积累并释放到环境中 很多环境因素, 诸如溶解氧 (DO) ph 碳源 抑制物等因素都有可能影响 N 2 OR 的活性, 从而造成 N 2 O 的积累 [33] [34] OTTE 等发现反硝化过程中 N 2 O 积累的深层次原因是各还原酶间对电子的竞争能力不同, 其中以 N 2 OR 竞争电子的能力最弱 因此, 当环境中电子供体不足时, 各还原酶间发生电子竞争, 从而使 N 2 OR 活性受到抑制, 导致 N 2 O 的短暂累积 另外, 由于反硝化菌广泛分布于细菌的各属之中, 其酶系统复杂, 导致其代谢途径和代谢产物可能不同 现有研究表明, 一部分反硝化细菌不具备 N 2 OR, 导致反硝化过程的反应终产物为 N 2 O, 常见有荧光假单胞菌 (Fluorescent Pseudomonads) 等 [33] 2 反硝化过程中 N 2 O 释放的影响因素 污水处理反硝化过程中任何环境因素 ( 如碳源 碳氮比 ph DO 等 ) 的变化都可能会对四步反硝化酶的活性产生影响, 从而导致 N 2 O 的积累与 释放 2.1 碳源类型有机物在反硝化过程中作电子供体也作微生物合成的碳源 [35] 因我国城市污水中常出现碳源不足等情况, 故许多污水厂在反硝化阶段投加适当外加碳源以保证更好的生物脱氮效果 在碳源充足的情况下, 反硝化速率与硝酸盐浓度呈零级动力学反应, 即反硝化速率与硝酸盐浓度无关 ( 一般认为, NO 3 -N 浓度超过 0.1mg/L 时, 对反硝化速率无影 响 ), 只与反硝化菌数量有关 [36-37] 徐亚同 [38] 早期 的研究也证明反硝化速率与碳源性质有关而与单一碳源的浓度无关, 并研究发现挥发性脂肪酸 (VFAs) 作碳源的反硝化速率高于醇类 ; 小分子易生物降解的有机物作碳源的反硝化速率高于大分子难生物降解的有机物, 以细菌利用胞内物质进行内源呼吸时的反硝化速率最低 实际污水处理厂中常投加乙酸钠作为反硝化的外加碳源以保证反硝化反应彻底 [39] 研究表明碳源种类会影响反硝化过 程中 N 2 O 的积累和释放 如 WU 等 [40] 对比不同碳 源条件下 N 2 O 的释放量, 结果表明以甲醇为碳源进行反硝化反应具有最小的 N 2 O 释放量, 其次为乙酸钠, 内聚物聚 β- 羟基丁酸酯 (poly-β- hydroxybutyrate, PHB) 为碳源进行反硝化反应具有最大的 N 2 O 释放 量 HU 等 [41] 对比了葡萄糖 乙酸钠 淀粉 3 种碳 源条件下 N 2 O 的释放量, 结果表明以乙酸钠作碳源时 N 2 O 释放量最大, 其次为葡萄糖, 淀粉最少 然 而, 吴光学等 [42] 对比了葡萄糖 乙酸钠和二者混合 物作碳源 3 种条件下 N 2 O 的释放量, 发现释放量从低到高依次为乙酸钠 乙酸钠葡萄糖混合碳源 葡萄糖 也有研究认为, 丙酸作为碳源可明显降低反硝化除磷工艺中 N 2 O 的释放量 [43] 碳源种类影响 N 2 O 的释放量, 有可能是由于以下两点原因 :1 不同碳源, 往往会富集培养出不同种群的微生物, 其中, 一部分微生物不具备 N 2 O 还原酶, 或者其对 N 2 O 的代谢能力较弱, 因而更容易导致 N 2 O 的积累 [44-45] ;2 一部分碳源研究是通过向同样的微生物或活性污泥中投加不同种类的碳源实现的 在这样的实验条件下, 微生物或活性污泥对外加碳源的适应情况各有不同, 有的基质投加后会很快被微生物所利用, 表现出明显的脱氮效果, 而某些基质, 微生物可能会需要较长的时间去适应, 从而影响 N 2 O 的还原 [45-46] 因此, 碳源的合理选择对优化反硝化过程, 减少 N 2 O 的积累具有重要的意义

4 第 8 期周晨等 : 反硝化过程中氧化亚氮释放机理研究进展 碳氮比 (C/N) 碳源受限造成的不彻底反硝化是引起 N 2 O 积累 的重要影响因素之一 [47-49] 尚会来等 [50] 认为, 碳源 不足会导致反硝化过程停留在 N 2 O 阶段 同样, 巩 有奎等 [51] 研究 C/N 对短程反硝化过程中 N 2 O 积累的 影响发现, 低 C/N 条件下,N 2 OR 会利用细胞内碳源进行反硝化,N 2 OR 竞争电子的能力较弱, 导致反硝 化过程中出现 N 2 O 的积累 KISHIDA 等 [52] 针对畜禽 废水反硝化过程的研究发现,C/N 为 2.6 时 N 2 O 的 释放量是 C/N 为 4.5 时的 10 倍以上 曹相生等 究以甲醇为碳源,C/N 对反硝化过程中亚硝酸盐积累的影响发现, 甲醇投加量不足 (C/N<3.2), 反硝化过程中会产生稳定的亚硝酸盐, 亚硝酸盐对 N 2 OR 的抑制作用导致 N 2 O 的大量积累 ZHAO 等 [54] [53] 研 研究 以 NO 3 -N NO 2 -N 分别作反硝化的电子受体时 N 2 O 的释放量发现, 不论 NO 3 -N 还是 NO 2 -N 作为电子受体,N 2 O 的产生量均与 C/N 的高低有关,C/N 越 高,N 2 O 释放量越低 CHUNG 等 [49] 在反硝化批次 实验研究中发现,C/N 为 4 时, 转化为 N 2 O-N 的 NO 3 -N 含量明显低于 C/N 小于 2 时的含量 ITOKAWA 等 [55] 研究发现, 当 C/N 低于 3.5 时, 反硝 化过程中 20%~30% 之间的氮素以 N 2 O 为终产物释 放出来, 同时出现了 NO 2 -N 的积累 HANAKI 等 利用乙酸作碳源, 研究不同 C/N 下反应器中 N 2 O 的释放情况发现, 当 C/N 为 1.5 时, 反硝化过程中有 10% 的氮素转化为 N 2 O 根据以上研究可以发现, N 2 O 释放及积累是由于 C/N 不足造成的, 碳源受限, 反硝化过程容易出现 N 2 O 积累 但是, 在一些研究中, 有学者发现了不同的实验现象 例如,LU 和 CHANDRAN 考察碳源以及碳氮比对反硝化过程的影响发现, 即使在 C/N 小于 1.5 的情况下, 仍没有发生 N 2 O 的积累 [57] 同样, PAN 等 [58] [56] 在研究 ph 对反硝化过程中 N 2 O 的释放影 响时发现, 当 C/N 为 1.5 时仍没有 N 2 O 的产生 2.3 电子受体硝态氮和亚硝态氮作为反硝化过程中最常见的两类电子受体, 接受电子供体 ( 碳源 ) 氧化所提供的电子得以还原为 N 2 但是, 反硝化过程中投加的电子受体不同, 反硝化速率可能不同 例如, 魏 明岩等 [59] 研究发现, 相同浓度 (10.58~22.33mg/L) 情况下, 硝态氮作电子受体时的反硝化速率高于亚硝态氮作电子受体时的反硝化速率 同样, 吴光学 翟晓峰等 [42,60] 研究发现, 以亚硝态氮作电子受体进 行反硝化反应 N 2 O 释放量远大于以硝态氮作电子 受体进行反硝化反应时的释放量 研究认为高浓度亚硝酸盐引起反硝化过程中 N 2 O 的积累, 原因一方面来自亚硝酸盐对 N 2 OR 活性的抑制 [61], 另一方面来自 N 2 OR 与 NiR 对电子的竞争 [62] 当多种电子受体存在时,N 2 OR 较其他还原酶活性低, 争夺电子的能力较弱, 反硝化过程中的 N 2 O 不能被及时还原为 N 2 而溢出 [63] 2.4 溶解氧 (DO) DO 对反硝化过程中 N 2 O 的释放量有很大影响, 较低的 DO 浓度就会对反硝化菌产生抑制作用, 从而使反硝化反应不彻底, 导致 N 2 O 的释放 [64] [65] SCULTHESS 等研究发现,DO 浓度为 0 时, 反硝化过程中 N 2 O 释放量基本为零, 当 DO 浓度分别为 0.5mg/L 和 4mg/L 时, 反硝化过程中生成的 N 2 O 占总气态产物的 1% 和 6% DO 浓度影响 N 2 O 的释放量, 有可能是由于以下两点原因 :1 反硝化菌为兼性菌, 氧气和氮氧化物都可以作为其电子受体 ; 当反应体系内共存上述电子供体时, 反硝化菌会优先 利用 O 2 作电子受体进行好氧呼吸, 从而阻碍 NO 3 或 NO 2 的还原, 使反硝化反应不彻底, 导致 N 2 O 释放量增加 [66] ;2O 2 会抑制反硝化过程中四步反硝化还原酶的合成和活性, 尤其会影响 N 2 OR 合成, 致使 N 2 OR 的合成明显滞后于 NiR, 即 N 2 O 不能被及时还原为 N 2, 造成反硝化过程中 N 2 O 的积累 [67] 2.5 ph ph 直接影响反硝化细菌和反硝化反应不同阶段的还原酶活性 [68] N 2 OR 是一种极易受外界环境影响的酶, 其最适 ph 为 8.0,pH 过高 (>9.0) 或者过低 (<7.0) 会严重影响其活性, 导致 N 2 O 无法进一步被还原为 N [69] [58] 2 PAN 等研究 ph 对反硝化过程中 N 2 O 的释放与积累影响发现,pH 在 7.0~9.0 之间, 无 N 2 O 积累现象发生, 而 ph 在 6.0~6.5 之间, 最高有 20% 的硝态氮以 N 2 O 的形式积累下来, 同样说明, 低 ph 环境会更易积累 N 2 O 同样,HANAKI [56] 等研究认为,pH 在 7.5~8.5 之间对 N 2 O 释放量的影响不明显, 但是当 ph 降低到 6.5 时能显著增加反硝化气体中 N 2 O 的含量, 并认为引起这种差异的原因可能是 ph 对菌种存在筛选作用, 即低 ph 条件很可能有利于以 N 2 O 作为反硝化终产物的菌种生长 WICHT [70] 认为低 ph 下形成的亚硝酸对 N 2 OR 存在抑制作用使得代谢途径受阻, 导致 N 2 O 积累 2.6 污泥龄 (SRT) 对于不同的污水处理工艺 ( 如 SBR 工艺 A/O 工艺 流化床工艺等 ), 通过调控 SRT 可以优化与

5 3078 化工进展 2017 年第 36 卷 选择培养出不同的微生物群落, 从而实现系统中污染物的去除以及降低 N 2 O 的释放问题 研究认为, 低 SRT 条件下硝化与反硝化过程均容易释放 N 2 O [56,71] NODA 等 [71] 研究 SRT 对好氧及缺氧反应 器中 N 2 O 产生量的影响发现, 在好氧反应器中,SRT 为 7 天时的 N 2 O 释放速率约为 SRT 为 20 天时 N 2 O 释放速率的 10 倍 ; 在缺氧反应器中,N 2 O 释放速率同样随 SRT 的降低而增加 与反硝化过程相比, 低 SRT 更容易使硝化过程中大量积累 N 2 O, 尚会来 等 [50] 认为原因可能是低 SRT 条件下淘汰了世代时 间较长的硝化菌, 从而使硝化过程不完全, 导致 N 2 O 的大量积累 生物脱氮系统中应合理调节 SRT, 提高硝化菌和反硝化菌活性, 在去除污染物的同时降低 N 2 O 的积累 2.7 N 2 O 还原酶抑制物 N 2 O 的释放与 N 2 OR 的活性存在密切关系, 有些化学物质会对 N 2 OR 酶系统产生抑制 已有研究发现硫化氢 (hydrogen solfide,h 2 S) 与游离亚硝酸 (free nitrite acid,fna) 会对反硝化过程中 N 2 O 的还原过程起到抑制作用 PAN 等 [72] 研究 H 2 S 对反硝化过程中 N 2 O 还原 的影响发现,H 2 S 对硝酸盐 亚硝酸盐 N 2 O 的还原过程均会起到抑制作用 H 2 S 浓度为 2.0mgH 2 S-S/L 时, 导致 50% 的亚硝酸盐还原受限, 硝酸盐还原却无明显影响 ; 但 H 2 S 浓度仅为 0.04mgH 2 S-S/L 时, 有 50% 的 N 2 O 还原受到抑制, 导致部分 N 2 O 的积累 显然,N 2 O 受 H 2 S 抑制影响 更大 SØRENSEN 等 [73] 研究发现,H 2 S 会对纯菌 Fluorescent Pseudomonads 的 N 2 O 还原过程产生强烈的抑制作用,H 2 S 浓度仅为 0.16mgS/L, 就会导致 80% 的 N 2 O 还原受限 FNA 会广泛抑制 AOB NOB 以及反硝化细菌和一些反硝化除磷菌的增殖 [74-77] 反硝化过程中, FNA 会对 N 2 O 的还原过程产生抑制, 阻碍 N 2 O 的 还原, 使 N 2 O 的释放量增加 [78] ZHOU 等研究 FNA 对 N 2 O 还原的影响发现,FNA 有可能与含 Cu + 中心的 N 2 OR 的金属中心反应, 破坏 N 2 OR 的催化活性, 导致电子传输受阻, 从而引起 N 2 O 的积累 BAUMANN 等 [79] [78] 研究认为,FNA 抑制酶的活性原 因可能有 :1FNA 抑制了酶 mrna 的转移 ;2 酶的位置被改变和不正当的折叠 ;3 高浓度的 FNA 导致已经合成的酶失去其活性 此外, 其他影响因素如盐度 [80-82] 金属离子 (Cu 2+ Fe 3+ 等 ) 甲醛 [85] [83-84] 等也可能会抑制 N 2 OR 的 活性, 导致 N 2 O 向 N 2 的还原过程受阻, 从而导致 N 2 O 的积累 3 电子竞争机制下 N 2 O 积累相关机理分析与探究 3.1 反硝化电子竞争机制的发现目前, 针对反硝化过程中 C/N 对 N 2 O 积累的影响研究存在一些相互矛盾的结论, 即一部分研究认为低 C/N 会造成反硝化过程中 N 2 O 的积累 [52-56] 相反,LU 和 CHANDRAN 以及 PAN 等的研究发现即使在很低的 C/N(<1.5) 情况下, 仍然没有 N 2 O 积累的现象发生 [57-58] [86], 详见 2.2 节 PAN 等通过实验初步认为, 低 C/N 并非导致 N 2 O 在反硝化过程中积累的直接因素, 而是在一些情况下, 碳源受限, 有可能加剧四步反硝化酶对电子的竞争, 从而导致 [58] N 2 O 的积累 同时,PAN 等发现电子竞争机制有可能协同低 ph(ph=6.5) 共同导致 N 2 O 在反硝化过程中的积累 同样, 对纯菌粪产碱杆菌 [34] (Alcaligenes faecalis) 进行研究,OTTE 等也指出 N 2 O 的积累有可能是由于电子竞争造成的 PAN [86] 等认为 N 2 O 的积累是由四步反硝化过程中相关的还原酶之间竞争有限的电子所致,N 2 OR 竞争电子的能力较其他还原酶弱, 难以得到更多电子, 从而使 N 2 O 还原过程受阻, 导致 N 2 O 的积累 3.2 反硝化电子竞争机制的原理微生物代谢过程中, 碳源 ( 电子供体 ) 氧化过程与氮氧化物 ( 电子受体 ) 还原过程是既彼此独立又相互关联的耦合反应 [87] ( 见图 2) 碳源氧化包括大分子的碳源被降解, 通过三羧酸循环等方式逐步分解代谢的过程 氮氧化物 (NO 3,NO 2,NO, N 2 O) 还原则受到反硝化酶系统 (NaR,NiR,NoR, N 2 OR) 的控制 当反应体系内共存上述电子受体时, 图 2 电子竞争机制示意图 NaR 硝酸盐还原酶 ;NiR 亚硝酸盐还原酶 ;NoR 一氧化氮还原酶 ; N 2 OR 氧化亚氮还原酶

6 第 8 期周晨等 : 反硝化过程中氧化亚氮释放机理研究进展 3079 碳源氧化所产生的电子通过电子传递链的传递作用到达各个氮氧化物还原酶, 从而使氮氧化物得以还原 在这一过程中,NADH 等电子载体发生了氧化还原反应, 四步反硝化还原酶都需要接受碳源氧化所提供的电子 因此, 在氮氧化物还原的过程中, 可能存在着电子竞争的关系 [88] 得电子能力强的氮氧化物会优先被还原, 而得电子能力比较弱的氮氧化物还原速率则比较慢 故四步反硝化是通过电子竞争而相互制约, 相互影响的 同时, 由于电子竞争机制所处于的中控地位, 决定其有可能协同环境因素 ( 如碳源 C/N ph 等 ) 共同决定 N 2 O 在反硝化过程中的积累 3.3 针对电子竞争中的电子受体研究 呼吸链电子传递抑制剂在反硝化过程中的应用从电子传递模式角度分析, 反硝化过程中硝酸盐的还原必经电子传递 电子传递链 (electron transport chain,etc) 也叫呼吸链, 是由线粒体内膜上的 4 个酶复合物 ( 复合体 Ⅰ Ⅱ Ⅲ Ⅳ) 和 2 种可移动电子载体 [ 辅酶 Q(CoQ) 细胞色素 C (Cytc)] 组成 [89] 对于异养反硝化菌的反硝化过程, 电子通过 ETC 传递给终端电子受体 [90] 反硝化生化反应过程中电子的传递模式 ( 见图 3): 电子传递链的直接电子供体 NADH 将电子传递给复合体 Ⅰ, 此位置开始, 电子传递分两路进行, 其一是 CoQ 接 受两个电子并传递给 NaR 使 NO 3 得以还原, 其二是复合体 Ⅲ 接受来自 CoQ 的两个电子并将电子供给 Cytc,NiR NoR N 2 OR 均从 Cytc 获得电子, 进而完成反硝化反应, 得到终产物 N [91] 2 能够阻断 图 3 反硝化过程中电子的传递模式 NADH 烟酰胺腺嘌呤二核苷酸 ( 还原态 );NAD + 烟酰胺腺嘌呤二核苷酸 ( 氧化态 );FMN 黄素蛋白 ;Fe-S 铁硫蛋白 ;CoQ 辅酶 Q; Cytc 细胞色素 c;nar 硝酸盐还原酶 ;NiR 亚硝酸盐还原酶 ; NoR 一氧化氮还原酶 ;N 2 OR 氧化亚氮还原酶 ETC 中某特定部位电子传递的物质称为呼吸链电子传递抑制剂 不同的呼吸链电子传递抑制剂在 ETC 中的作用部位不同 常用的呼吸链电子传递抑制剂有鱼藤酮 (rotenone) 抗霉素 A(antimycin A) 叠氮化物 (N 3 ) 氰化物(CN ) 和乙炔 (C 2 H 2 ) 等 [92-93] [94] YOSHINARI 等研究表明, 乙炔几乎可完全抑制铜绿假单胞菌 (P. aeruginosa) 和脱氮微球菌 (Micrococcus denitrificans) 的 N 2 O 还原过程, 但不会影响 NO 3 NO 2 的还原, 说明乙炔在反硝化电子传递过程中抑制电子由 Cytc 向 N 2 OR 的传递, 从而阻止 N 2 OR 将 N 2 O 还原为 N 2, 使得 N 2 O 积累 由于每一种呼吸链电子传递抑制剂在 ETC 上的作 [95] 用部位是唯一的, 故 BOOGERD 等分别利用叠氮钠 (NaN 3 ) 氰化钾(KCN) 鱼藤酮以及抗霉素 A 这 4 种抑制剂, 通过实验验证了 N 2 O 是亚硝酸盐还原的必然中间产物, 以及发现了 N 2 OR 获得的电子是由 Cytc 提供的而并非由辅酶 Q 提供 呼吸链电子传递抑制剂的使用是研究呼吸链中电子传递体顺序的有效方法 近年来, 呼吸链电子传递抑制剂的应用领域也在逐渐变广 目前, 传统的反硝化动力学研究往往将碳源氧化过程和氮氧化物还原过程的动力学集合在一起, 这样的做法可能容易忽视电子竞争的存在 若利用呼吸链电子传递抑制剂将四步反硝化过程进行剥离, 有可能有助于深入研究并揭示电子竞争机制 3.4 针对电子竞争中的电子供体研究 氧化还原介体对反硝化过程的影响生物法相对于物化法处理废水的优点是不易造成二次污染, 但传统的生物脱氮过程脱氮速率较低 [96] 目前, 开发新生物脱氮工艺是提高生物脱氮效率的方法之一, 如短程硝化反硝化 厌氧氨氧化等 短程硝化反硝化是指将氨氧化控制在亚硝酸氧化阶段后直接进行反硝化反应, 将传统生物脱氮中亚硝态氮氧化为硝态氮再还原为亚硝态氮的环节省去 [97] 这一新技术具有降低能耗 节省碳源, 缩短反应时间以及减少反应器容积, 从而减少剩余污泥产量等优点 [98] 该技术的关键点是将氨氧化阶段稳定控制在亚硝态氮阶段, 其技术对运行参数以及菌群活性具有严格的要求 厌氧氨氧化作为一种新型生物脱氮技术, 指在厌氧条件下, 微生物直接以 + NH 4 作电子供体,NO 2 作电子受体进行氧化还原反应, 生成产物 N [99-100] 2 该技术因无需外加有机物作碳源, 不产生碱度, 降低运行费用和减少二次污染等优势在近些年被广泛研究 [101] 随着科学研究

7 3080 化工进展 2017 年第 36 卷 的不断深入, 新型生物脱氮工艺将是发展的必要趋势 近些年, 有学者提出可以从提高生物本身的反应速率来解决效率问题, 即寻找可催化强化生物脱氮反应的特殊物质, 提高生物脱氮过程中的氧化还原速率 [102] 能够催化强化生物氧化还原的物质称为氧化还原介体 (redox mediator,rm) 近些年国内外学者研究发现, 氧化还原介体在厌氧条件下能够加速电子供体和电子受体间的电子传递速率 [ ], 其不仅可以加速如偶氮染料 含重金属废水等难生物降解污染物的降解与转化, 同时也可以促使微生物还原硝酸盐 亚硝酸盐和 N 2 O [106] 氧化还原介体可以加速反硝化菌的反硝化过 程 如 LIU 等 [104] 尝试从电子供体角度出发, 研究 氧化还原介体对反硝化过程的影响, 发现改进后的氧化还原介体 ACF/PPy/AQS 可以使反硝化效率增 加 1.5 倍 XI 等 [107] 利用不同氧化还原介体 (α-aqs AQS 1.5-AQDS AQDS 2.7-AQDS) 研究其对反硝化速率的影响发现, 这 5 种氧化还原介体均可以提高反硝化速率 1.1~1.5 倍, 其中 AQDS 表现出了最佳的催化效果, 在其浓度为 0.17mmol/L, 提高反 硝化速率 1.5 倍 ARANDA-TAMAURA 等 [108] 探究 不同醌类氧化还原介体对生物同步脱氮除硫过程研究发现, 反硝化过程中蒽醌 -2,6- 二硫酸钠 (AQDS) 2- 羟基 -1,4- 萘醌和 1,2- 萘醌 -4- 硫酸钠 (NQS)3 种醌类氧化还原介体均可提高脱氮除硫速率, 其中,NQS 对生物同步脱氮除硫过程有 44% 的加速效果 赵丽君等 [109] 研究发现, 氧化还原介体 蒽醌 -2- 磺酸钠 (AQS) 在亚硝酸盐反硝化过程中能 够加速 NO 2 向 N 2 O 的转化过程, 但对 N 2 O 转化为 N 2 的过程不具有明显的加速作用 虽然已有研究发现, 诸如 AQDS AQS NQS 等氧化还原介体能够加速硝酸盐或亚硝酸盐的反硝化过程, 但这些氧化还原介体是否能够加速 N 2 O 的反硝化过程的研究鲜有报道 因此, 后续需研究是否有其他能够加速 N 2 O 向 N 2 转化的氧化还原介体的存在, 以便更好地研究反硝化过程中 N 2 O 的积累问题 由于氧化还原介体需要持续的投加才能发挥促进作用, 故会增加运行成本 一些新技术, 例如利用改进的电化学生物载体以及固定化非溶解性的氧化还原介体 [ ], 均可以在以往的研究基础上进行优化, 以加速反硝化反应的进行 由于在污水生物处理过程中, 除了部分工业废水中含有特定的难生物降解污染物之外, 大多数需要处理的污水来自于 城市污水处理厂, 故在今后的研究中还需提高氧化还原介体在城市生活污水中催化降解污染物的实际应用 4 结语与展望 反硝化过程中四步反硝化还原酶的活性决定了其竞争电子的能力, 还原酶活性越强, 竞争电子的能力就越强, 相应的氮氧化物就会优先得到还原, 从而有可能导致反硝化终产物的不同 各还原酶的活性还会受到环境因素 ( 如碳源 碳氮比 ph DO 等 ) 的影响, 其中, 环境因素对 N 2 OR 的活性影响很大, 不利的生存环境可能会使 N 2 OR 无法将 N 2 O 还原为 N 2, 从而导致 N 2 O 的积累 目前的研究初步认为, 反硝化过程中 N 2 O 积累的内在原因是四步反硝化酶对电子的竞争作用 [86] 但仍存在以下疑问 :1 目前对于电子竞争机制的了解仅停留在定性的理解层面 ;2 电子竞争机制有可能与其他环境因素相结合共同造成 N 2 O 的积累, 目前对该方面尚未有清晰的认识 后续为了更加深入的研究反硝化过程中的电子竞争机制以及反硝化过程中 N 2 O 积累的原因, 可尝试将碳源氧化 氮氧化物还原的动力学剥离开来进行研究, 并同时考察污水厂中其他重要的影响反硝化反应的环境因素, 如氧气 碳源等因素与电子竞争机制之间的协同作用, 揭示电子竞争机制对于反硝化过程中间产物尤其是 N 2 O 形成机理的影响, 有助于找到控制 N 2 O 在反硝化过程中积累的关键因素, 从而为降低污水厂中 N 2 O 的排放提供控制策略 因为 N 2 O 是大气中强温室气体之一, 并且污水生物脱氮过程中 N 2 O 的积累机理尚未有统一的结论, 所以深入研究 N 2 O 在生物脱氮过程中的积累原因以及探究 N 2 O 的控制与减量方法将会成为此领域未来研究的热点 综上所述, 提出以下建议 (1) 应从系统动力学 酶动力学等角度揭示反硝化过程中的电子竞争机制, 深入对生化反应途径以及关键酶活性的研究, 从而探索反硝化过程中 N 2 O 积累的深层次原因 后续需建立基于关键酶的反硝化电子竞争模型, 提出控制反硝化过程中 N 2 O 积累的调控策略 (2) 在保证良好的生物脱氮效率的基础上实现最少的 N 2 O 释放量, 因此需从分子生物学和生态学角度对生物脱氮过程中微生物群落结构进行深入研究, 筛选出 N 2 O 产量小的优势菌种以优化污水的生物脱氮过程

8 第 8 期周晨等 : 反硝化过程中氧化亚氮释放机理研究进展 3081 参考文献 [1] SOLOMON S,QIN D,MANNING M,et al. Climate change 2007: the physical science basis[m]. Cambridge:Cambridge University Press,2007. [2] KHALIL M A K,Rasmussen R A. Nitrous oxide:trends and global mass balance over the last 3000 years[j]. Annals of Glaciology, 1988,10(7): [3] CRUTZEN P J. The influence of nitrogen oxides on the atmospheric ozone content[j]. Quarterly Journal of the Royal Meteorological Society,1970,96(408): [4] RAVISHANKARA A R,DANIEL J S,PORTMANN R W. Nitrous oxide(n 2 O):the dominant ozone-depleting substance emitted in the 21st century[j]. Science,2009,326(5949): [5] 王亚宜, 周东, 赵伟, 等. 污水生物处理实际工艺中氧化亚氮的释放 : 现状与挑战 [J]. 环境科学学报,2014,34(5): WANG Y Y,ZHOU D,ZHAO W,et al. Nitrous oxide emissions from biological wastewater treatment plants:current status and challenges[j]. Acta Scientiae Circumstantiae,2014, 34 ( 5): [6] 王淑莹, 委燕, 马斌, 等. 控制污水生物处理过程中 N 2 O 的释放 [J]. 环境科学与技术,2014,37(7): WANG S Y,WEI Y,MA B,et al. 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