微生物脱氮作用及对中间产物的抑制
脱氮中微生物的作用
脱氮中微生物的作用脱氮中微生物是指一类具有脱氮能力的微生物，它们主要通过氮素代谢途径，将有机物中的氮转化为气态氮，使之从生态系统中释放。
脱氮中微生物的作用对于生态系统的健康和可持续性有着重要的影响。
以下是脱氮中微生物的作用。
1. 氮素循环：脱氮微生物能够将有机物中的氮（尤其是蛋白质和核酸）转化为氨和硝化物，并最终通过反硝化作用将硝酸根还原为氮气。
这个过程被称为氮素循环，它是地球氮素循环的重要组成部分。
脱氮中微生物通过这个过程控制着土壤中氮素的矿化和固定，将生态系统中的氮素维持在一个平衡状态。
2. 减少重金属的污染：脱氮中微生物能够通过选择性吸附和生物转化来减少重金属的污染。
这些微生物在土壤和水体环境中吸附重金属离子，并利用它们作为能源和电子受体进行代谢。
通过这个代谢过程，重金属离子被转化为无害的沉淀物或氧化物。
3. 控制温室气体的排放：脱氮中微生物能够通过减少氧气的供应，降低土壤中微生物呼吸的速率，从而减少温室气体的排放。
这些微生物能够将有机物中的碳转化为二氧化碳和氮气，从而减少了温室气体的排放量。
4. 降低土地沙化的速度：脱氮中微生物能够通过增加土壤有机质水平来防止土地沙化。
这些微生物通过代谢作用，在土壤中形成有机质，并提供一个良好的土壤微生物群落环境。
这个过程有助于改善土壤的结构和保持水分，并减缓了土地沙化的速度。
5. 保持土壤健康：脱氮中微生物能够通过与土壤中其他微生物相互作用来维护土壤的生态平衡。
这些微生物能够产生一系列有益物质，包括酶、激素和其他代谢产物，有助于保持土壤健康和农作物生长。
总之，脱氮中微生物在地球生态系统中发挥着重要的作用。
通过这些微生物的高效作用，我们可以减少温室气体的排放、减缓土地沙化的速度、减小环境污染以及维持生态系统的平衡和稳定。
因此，对脱氮中微生物的研究和保护对于实现生态环境可持续发展具有重大意义。
生物脱氮基本原理及影响因素
生物脱氮基本原理及影响因素生物脱氮是指通过生物微生物的作用，将有机氮转化为无机氮，进而将氮从生物体系中排出的过程。
生物脱氮涉及到多种微生物，包括硝化细菌、反硝化细菌和厌氧氨氧化细菌等。
其基本原理是硝化细菌将氨氮转化为硝态氮，而反硝化细菌将硝态氮还原为氮气。
生物脱氮的基本步骤如下：1.硝化作用：硝化细菌利用氨氧化酶将氨氮氧化为亚硝酸盐和硝酸盐。
亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，其中亚硝化细菌主要起到这一步骤的作用。
2.反硝化作用：反硝化细菌利用硝还酶将硝酸盐还原为氮气，并同时释放出能量。
3.厌氧氨氧化作用：厌氧氨氧化细菌将氨氮和亚硝酸盐一同氧化为硝酸盐，并产生亚硝酸盐。
生物脱氮的影响因素包括pH值、温度、氧气含量、基质浓度和微生物种类等。
具体包括以下几点：1.pH值：酸碱度会影响硝化细菌和反硝化细菌的生长和代谢。
通常，硝化细菌对中性或稍微酸性的环境更适宜，而反硝化细菌对中性或弱碱性的环境更适宜。
2.温度：温度是微生物生长和代谢的重要因素。
较高的温度有助于硝化细菌和反硝化细菌的活动，但过高的温度会导致微生物失活或细胞膜破坏。
3.氧气含量：硝化细菌需要足够的氧气进行氮转化过程，但反硝化细菌则需要较低的氧气含量或完全无氧环境。
因此，氧气含量会影响生物脱氮的效率和速率。
4.基质浓度：基质浓度是指水体中氨氮和亚硝酸盐的含量。
较高的基质浓度有利于生物脱氮的进行，但过高的浓度可能会抑制微生物的生长。
5.微生物种类：不同类型的硝化细菌和反硝化细菌具有不同的代谢特性和耐受性。
因此，微生物种类的组成和相对丰度会影响生物脱氮的效果和稳定性。
总体而言，生物脱氮是一种高效且环境友好的氮去除方法。
深入理解生物脱氮的基本原理和影响因素，有助于优化生物脱氮过程的设计和操作，提高氮去除的效率。
生物脱氮的原理
生物脱氮的原理生物脱氮是指利用生物体内的微生物或酶类等生物体系，将有机氮化合物转化为无机氮化合物的过程。
生物脱氮主要是通过微生物的作用，将有机氮化合物分解为无机氮化合物，从而实现氮的循环利用。
生物脱氮的原理涉及到多种微生物和酶的参与，下面将详细介绍生物脱氮的原理。
首先，生物脱氮的原理涉及到一系列微生物的参与。
在自然界中，存在着一类特殊的微生物，它们具有脱氮的能力，能够将有机氮化合物分解为无机氮化合物。
这些微生物包括硝化细菌、反硝化细菌、氨氧化细菌等。
硝化细菌能够将氨氮和亚硝酸盐氮氧化为硝酸盐氮，而反硝化细菌则能够将硝酸盐氮还原为氮气。
氨氧化细菌则能够将氨氮氧化为亚硝酸盐氮。
这些微生物在生物脱氮过程中发挥着重要作用，通过它们的代谢活动，有机氮化合物得以分解，从而实现氮的循环利用。
其次，生物脱氮的原理还涉及到多种酶的参与。
在生物脱氮的过程中，多种酶类物质发挥着重要作用。
比如，硝化细菌中的氨氧化酶能够将氨氮氧化为亚硝酸盐氮，而亚硝酸盐氮还原酶则能够将亚硝酸盐氮还原为氮气。
这些酶类物质通过催化反应，加速了生物脱氮过程中的化学反应，促进了有机氮化合物的分解。
此外，生物脱氮的原理还与微生物的代谢活动密切相关。
微生物在生物脱氮的过程中，通过代谢活动产生能量，同时也释放出一些代谢产物。
这些代谢产物对于有机氮化合物的分解起到了重要作用，促进了生物脱氮过程的进行。
总的来说，生物脱氮的原理涉及到多种微生物和酶的参与，通过它们的协同作用，有机氮化合物得以分解为无机氮化合物，从而实现了氮的循环利用。
生物脱氮在农业生产、环境保护等领域具有重要意义，对于提高土壤肥力、改善水质环境等方面都具有积极作用。
因此，深入研究生物脱氮的原理，对于推动农业可持续发展和环境保护具有重要意义。
厌氧氨氧化菌脱氮机理及其在污水处理中的应用
厌氧氨氧化菌脱氮机理及其在污水处理中的应用引言：近年来，随着人口的增加和城市化的加剧，城市污水处理工程变得愈发重要。
污水中的氮污染物是造成水体富营养化的主要原因之一，因此，对氮污染的有效处理成为了探究的热点。
厌氧氨氧化菌（anammox）作为一种新型的脱氮微生物，具有高效、环保的特点，在污水处理领域中得到了广泛关注。
本文将重点探厌烦氧氨氧化菌的脱氮机理及其在污水处理中的应用。
一、厌氧氨氧化菌的脱氮机理厌氧氨氧化菌是一种特殊的微生物，它可以利用氨和硝态氮直接在厌氧条件下进行自养脱氮作用，产生氮气。
其脱氮反应的主要方程式如下：NH4+ + NO2- → N2 + 2H2O通过上述反应，厌氧氨氧化菌将氨和硝态氮转化为氮气，实现了高效的脱氮作用。
从反应的方程式来看，厌氧氨氧化菌在脱氮过程中产生了没有产物的优势，防止了传统的硝化/反硝化过程中产生的氮气转化为氧化亚氮的过程，有效节约了能源消耗。
厌氧氨氧化菌的脱氮机理可以分为两个阶段：氨氧化和反硝化。
起首，在厌氧条件下，厌氧氨氧化菌通过其特殊的内源胞器——亚细胞颗粒（anammoxosome）中的反应器，通过厌氧氨氧化过程将氨氧化为氮气和水。
其次，在厌氧氨氧化菌的亚细胞颗粒中，反硝化作用进一步转化硝态氮为氮气。
通过这两个阶段的反应，厌氧氨氧化菌可以高效地将氨和硝态氮转化为氮气，实现污水中氮的有效去除。
二、厌氧氨氧化菌在污水处理中的应用1. 优势与特点相比传统的硝化/反硝化工艺，厌氧氨氧化菌具有以下优势与特点：（1）高效：厌氧氨氧化菌的脱氮效率高于传统工艺，可以达到90%以上；（2）能源消耗低：由于厌氧氨氧化菌的脱氮反应不需要输入外源电子供体，因此能源消耗低于传统工艺；（3）占地面积小：接受厌氧氨氧化菌进行脱氮处理可以节约大量的处理设备和占地面积，尤其适合处理面积有限的城市污水处理厂；（4）适应性强：厌氧氨氧化菌对进水水质的适应性强，对COD、BOD等水质指标的影响较小。
生物脱氮机理、影响因素及应用工艺详解
生物脱氮机理、影响因素及应用工艺详解生物脱氮是指在微生物的联合作用下，污水中的有机氮及氨氮经过氨化作用、硝化反应、反硝化反应，最后转化为氮气的过程。
其具有经济、有效、易操作、无二次污染等特，被公认为具有发展前途的方法，关于这方面的技术研究不断有新的成果报道。
一、机理详解1、氨化反应氨化反应是指含氮有机物在氨化功能菌的代谢下，经分解转化为 NH4+的过程。
含氮有机物在有分子氧和无氧的条件下都能被相应的微生物所分解，释放出氨。
2、硝化反应硝化反应由好氧自养型微生物完成，在有氧状态下，利用无机氮为氮源将NH4+化成NO2-，然后再氧化成NO3-的过程。
硝化过程可以分成两个阶段。
第一阶段是由亚硝化菌将氨氮转化为亚硝酸盐(NO2-)，第二阶段由硝化菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐(NO3-)。
3、反硝化反应反硝化反应是在缺氧状态下，反硝化菌将亚硝酸盐氮、硝酸盐氮还原成气态氮(N2)的过程。
反硝化菌为异养型微生物，多属于兼性细菌，在缺氧状态时，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物(污水中的BOD成分)作为电子供体，提供能量并被氧化稳定。
二、生物脱氮主要影响因素1、温度生物硝化反应的适宜温度范围为20~30℃，15℃以下硝化反应速率下降，5℃时基本停止。
反硝化适宜的温度范围为20~40℃，15℃以下反硝化反应速率下降。
实际中观察到，生物膜反硝化过程受温度的影响比悬浮污泥法小，此外，流化床反硝化温度的敏感性比生物转盘和悬浮污泥的小得多。
2、溶解氧硝化反应过程是以分子氧作为电子终受体的，因此，只有当分子氧(溶解氧)存在时才能发生硝化反应。
为满足正常的硝化效果，在活性污泥工艺运行过程中，DO值至少要保持在2mg/L以上，一般为2~3mg/L。
当DO值较低时，硝化反应过程将受到限制，甚至停止。
反硝化与硝化在溶解氧的需求方面是一个对立的过程。
传统的反硝化过程需要在严格意义上的缺氧环境下才能发生，这是因为DO与NO3-都能作为电子受体，存在竞争行为。
简述生物脱氮和生物除磷的基本原理和过程
生物脱氮和生物除磷是水环境治理中常见的技术手段，其基本原理和过程对于水质净化具有重要意义。
下文将分别对生物脱氮和生物除磷的基本原理和过程进行简要阐述，以便更好地理解和应用这两种技术手段。
一、生物脱氮的基本原理和过程1. 基本原理：生物脱氮是指利用生物的作用将水体中的氮气态化合物转化为氮气排放出去的过程。
其主要包括硝化和反硝化两个过程。
2. 过程：1）硝化作用：首先是硝化细菌将水体中的氨氮转化为亚硝酸盐，然后再将亚硝酸盐转化为硝酸盐的过程。
这一过程主要发生在水中砷、锰等微生物和有机物贪婪性好氧微生物的作用下。
2）反硝化作用：反硝化细菌将水中的硝酸盐还原成氮气气体，从而实现氮的脱除。
这一过程主要发生在水中缺氧或厌氧条件下，反硝化细菌在有机物的作用下进行。
二、生物除磷的基本原理和过程1. 基本原理：生物除磷是指利用生物的作用将水体中的磷物质转化为无机磷沉积或有机磷的过程。
其主要包括磷的吸附和磷的沉淀两个过程。
2. 过程：1）磷的吸附：指微生物在生长过程中，通过细胞活性或胞外聚合物等结合机制，将水体中的磷物质吸附到微生物体表面或细胞内，从而减少水体中的磷含量。
这一过程主要发生在水中的底泥、生物膜等介质上。
2）磷的沉淀：指在适当的环境条件下，微生物可以促进水中磷物质的沉淀作用，将磷固定到底泥中，从而减少水体中的可溶性磷含量。
这一过程主要发生在水中的缺氧或厌氧条件下。
生物脱氮和生物除磷是通过利用微生物的作用，将水体中的氮和磷物质转化为氮气或无机磷沉积的技术手段。
其基本原理和过程涉及硝化、反硝化、微生物吸附和微生物沉淀等生物学过程，在水环境治理中具有重要的应用价值。
希望通过本文的介绍，读者对生物脱氮和生物除磷技术有更深入的了解，并能更好地应用于实际的水质净化工作中。
生物脱氮和生物除磷作为水环境治理的重要手段，对于改善水体质量、保护生态环境具有重要意义。
在实际应用中，为了更好地发挥生物脱氮和生物除磷技术的效果，需要结合具体的水体特点和环境条件，采取相应的措施和管理方式，以确保技术的有效运行和水体的稳定净化。
污水处理中的生物脱氮技术应用
城市污水处理
总结词
城市污水处理是生物脱氮技术应用的重 要领域之一，通过生物脱氮技术可以有 效处理城市污水中含有的氮污染物，提 高水质并降低水体富营养化的风险。
VS
详细描述
城市污水中含有一定量的氮污染物，如生 活污水、雨水等。生物脱氮技术通过硝化 和反硝化作用，可以有效去除这些污染物 ，降低水体富营养化的风险，提高水质并 保障城市居民的用水安全。
02
CATALOGUE
生物脱氮技术应用场景
生活污水处理
总结词
生活污水处理是生物脱氮技术的重要应用领域，通过生物脱氮技术可以有效去 除生活污水中含有的氮污染物，达到净化水质的目的。
详细描述
生活污水中含有大量的氮污染物，如氨氮、硝态氮等，这些污染物对人体健康 和生态环境造成危害。生物脱氮技术通过微生物的硝化和反硝化作用，将氮污 染物转化为无害的氮气排出，从而达到净化水质的效果。
03
CATALOGUE
生物脱氮技术应用案例
某生活污水处理厂生物脱氮技术应用
总结词
成功应用、高效去除
详细描述
某生活污水处理厂采用生物脱氮技术，通过合理设计缺氧、好氧反应器，成功实现了对总氮的高效去 除。经过处理后的出水总氮浓度低于排放标准，满足了环保要求。
某工业废水处理厂生物脱氮技术应用
总结词
针对性强、效果显著
04
CATALOGUE
生物脱氮技术的发展趋势和挑战
生物脱氮技术的发展趋势
高效低耗
随着环保要求的提高，生物脱氮 技术正朝着高效、低能耗的方向 发展，以提高脱氮效率并降低运
行成本。
智能化控制
利用现代信息技术和人工智能技术 ，实现生物脱氮过程的智能化控制 ，提高处理效果和稳定性。
论述利用微生物脱氮除磷的原理
论述利用微生物脱氮除磷的原理引言：环境污染是当今世界面临的一个严重问题，其中水污染是其中之一。
氮和磷是水体中主要的营养盐，但过量的氮和磷会导致水体富营养化，引发一系列环境问题。
为了解决水体中氮和磷的过量问题，科学家们发现利用微生物进行脱氮除磷是一种有效的方法。
本文将详细论述利用微生物脱氮除磷的原理。
一、氮和磷的来源及危害水体中的氮和磷主要来自人类活动，如农业农药、化肥的使用、工业废水排放以及城市污水处理厂的排放等。
这些氮和磷的过量输入会导致水体富营养化，引发水华、藻类繁殖、鱼类大量死亡等问题，破坏水生态系统的平衡。
二、微生物脱氮除磷的原理微生物脱氮除磷是利用一些特定的微生物来将水体中的氮和磷转化为微生物体内的有机物或无机盐，从而达到降低水体中氮和磷浓度的目的。
1. 脱氮原理：微生物脱氮的主要机制有硝化和反硝化。
在水体中，氨氮首先通过氨氧化细菌（AOB）转化为亚硝酸盐，然后亚硝酸盐通过亚硝酸盐氧化细菌（NOB）进一步氧化为硝酸盐。
在反硝化过程中，硝酸盐还原为氮气，并释放到大气中。
通过这两个过程，微生物可以将水体中的氮气转化为氮气，从而实现脱氮。
2. 除磷原理：微生物除磷的主要机制是通过磷酸盐释放和磷酸盐吸附。
在水体中，某些微生物能够分泌酸性多糖物质，通过酸解磷酸盐结合物质，将磷酸盐从沉积物中释放出来，然后通过微生物体内的酸性多糖物质吸附住磷酸盐，从而实现除磷。
三、微生物脱氮除磷的优势与传统的化学方法相比，利用微生物脱氮除磷具有以下优势：1. 环境友好：微生物脱氮除磷不需要使用化学药剂，不会产生有害物质，对环境污染小。
2. 经济效益高：微生物脱氮除磷的建设和运行成本相对较低，适合大规模应用。
3. 高效稳定：微生物脱氮除磷的效率高，能够在较短时间内将水体中的氮和磷降低到安全浓度。
4. 可持续发展：微生物脱氮除磷是一种可持续发展的技术，微生物可以通过自我繁殖和生长来维持系统的稳定性。
四、微生物脱氮除磷的应用案例微生物脱氮除磷技术已经在实际应用中取得了一定的成果。
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植物营养与肥料学报2000,6(2):227～232Plant Nutrition and Fertilizer Science微生物脱氮作用及对中间产物的抑制万 曦1,万国江2,黄荣贵2,M.Snozzi3(11中国农业科学院土壤肥料研究所,北京100081;21中国科学院地球化学研究所环境地球化学国家重点实验室,贵州贵阳550002;31瑞士联邦环境科学技术研究院苏黎世CHΟ8600)摘要:开展了p H及好氧Ο厌氧转换对微生物脱氮作用影响的研究,结果表明,在p H≥715时,经过3次好氧与厌氧条件转换后,混合微生物的脱氮作用能顺利进行,N2产量持续稳定,NO-2、N2O和NO产量很少;在p H=618时,中间产物NO-2、N2O等大量出现,脱氮菌的细胞干重急速下降并被洗出,脱氮能力受到抑制。
关键词:混合微生物;脱氮作用;p H变化;好氧与厌氧转换中图分类号:Q936 文献标识码:A 文章编号:1008Ο505X(2000)02Ο0227Ο07近代人类活动中,由于农田过量施肥、工业和生活污水排放,致使大量有机物、氮Ο磷化合物、异养生物等汇入江河湖海,导致水体富营养化[1～5]。
为保护水质,解决水体中营养元素氮过剩问题,有微生物参与的硝化Ο反硝化作用的研究越来越受人们重视[6～11]。
在微生物作用下,水体中的含氮化合物如尿素、蛋白质等被降解为N H+4,部分N H+4被细菌同化,但大部分仍存在于水体。
有氧时,在自养微生物作用下N H+4被氧化成NO-2和NO-3[12];缺氧时,脱氮细菌如假单胞菌、无色细菌、芽胞杆菌、微球菌等以NO-3代替O2作为呼吸链中最终电子受体进行厌氧呼吸,从而产生一系列脱氮反应[12]。
微生物的脱氮作用实质上是酶的催化反应过程。
环境因素的改变会引起酶的合成受阻或酶的活性降低,导致有害中间产物积累,水质急剧恶化,以致脱氮反应无法顺利进行。
同时,NO-2能引起人体高铁血红蛋白血症;N2O是“温室气体”之一,全球大气中N2O浓度正以每年0125%速度递增[6]。
目前,有关微生物生长代谢的动力学研究主要集中在终产物和分解产物的抑制及阻遏的调节上,而综合考虑这些单个机制并开展动态调控实验的报道较少[6～8]。
微生态变化必然影响微生物代谢过程。
研究细胞在生长条件瞬间改变时的生理生化特性,不仅有助于揭示细胞新陈代谢的调节规律,也利于了解各种生长状态下细胞间大分子的改变。
试验采用恒化连续培养方法,研究p H变化、好氧Ο厌氧转变等环境因素变化下混合微生物脱氮过程的瞬间动态规律和中间产物的产生及抑制,以期为了解脱氮细菌的适应能力,为改善水质提供科学基础。
1 材料与方法111 试验材料合成培养基:每升(L)含:MgSO4・7H2O012g,Na2MoO4・2H2O0116g,KH2PO4116g,KNO37189g,和收稿日期:1999Ο05Ο31基金项目:国家自然科学基金(39900027);贵州省科学基金和瑞士联邦自然科学基金和留学回国人员科技活动择优资助。
作者简介:万曦(1969—),女,四川成都人,助研,主要从事分子生物学研究。
H 3PO 4、微量元素混合液、EDTA ΟNa 、EDTA ΟFe 及消沫剂各1mL ;615%醋酸钠作为限制性碳源。
恒化器:运作体积3L ,稀释率0103h -1,温度28℃。
H 3PO 4(20%)和NaOH (2mol )用于调节脱氮混合微生物的两个极限p H 值:618和715。
好氧状态:充入氧;厌氧状态:充入氦气。
112 测定方法细胞量:10mL 培养液经孔径为0122μm 的滤膜过滤,并于105℃干燥;醋酸钠,NO -2和NO -3制备:10mL 培养液经孔径为0122μm 的滤膜过滤,置于-20℃保藏;NO -2:50mL 样品与950mL 测定液混合,在室温下培养5min ,在540nm 处测定光密度;NO -3:离子色谱法测定;DOC :TOC 分析仪测定;NO 2和N 2:用气相色谱法测定.113 反应过程所用水体中活性污泥采集后立即运回实验室,接种在混合培养基上,控制25℃,摇床培养24h ,然后取出20mL 接种到恒化器中分批培养1d ,再在有氧条件下连续培养3d 。
当细菌生长达到稳态后,循环进行转换试验,即分别控制厌氧态和好氧态各24h 。
试验在体积为3L 的恒化器中进行。
用恒定速度输入培养基,混合作用后以同一速度流出反应液。
当细菌生长受控于某一营养元素,而其余成分过量时,可以调节细菌的生长速率(μ)。
细胞量x 随时间t 的变化为[12]:dx dt =(μ-D )x (1)达到稳态时,细胞浓度恒定,此时稀释率(D )等于生长速率(μ):D =μ(2)这样可通过改变稀释率来选择所需的生长速率。
2 结果与讨论211 pH 715,好氧与厌氧转换条件下,混合微生物脱氮作用能顺利进行21111 细胞量与DOC 图1可见,细胞经过稳定的好氧态突然转至厌氧态时,大约需要3小时进行酶的合成、表达和调控,此过程中脱氮能力极小。
细胞量(干重)不变,N 2产量停滞并有微量NO -2积累。
尔后,脱氮能力逐渐增强,细胞量开始减少。
N H +4、NO -3在好氧态时均作为细菌生长的氮源,而转至厌氧态时,NO -3作为电子受体参与能量代谢,供给细胞的总氮量减少,以致细胞量降低。
当反应转至好氧态时,细胞量略有上升,经多次转换后趋于稳定。
溶解有机碳(DOC )由最高值(260mg ・L -1)下降,与细胞量下降趋势吻合。
所测的DOC 一部分来源于此阶段碳源(NaCH 2COOH )的积累和死亡的细胞残骸。
在以后的好氧、厌氧转化过程中,DOC 维持在40mg ・L -1左右。
从细胞量、DOC 变化趋势看出,脱氮反应已顺利进行(图1a )。
21112 N 2与N 2O 厌氧态开始时,经过一段延滞期,N 2量增高至210mmol ・L -1左右,直到转入好氧态。
在以后的厌氧态中,N 2生产稳定于111mmol ・L -1。
由于反应初始时碳源(NaCH 2COOH )浓度高,N 2生产量取决于电子供体的多少,因此N 2浓度达到最高值。
随着228 植物营养与肥料学报6卷图1 pH≥715,温度=30℃,稀释率=0103h-1时,好氧与厌氧转换条件下混合微生物的脱氮作用Fig11 Microbiological denitrif ication during transitions betw eenoxic and anoxic conditions(pH≥715,30℃,dilution rate=0103h-1)NaCH2COOH的耗损,N2的产量下降,并趋于稳定。
好氧态中未测出N2,却有N2O积累,说明O2是比NO-3优先的电子受体。
N2O一方面来自于硝化反应,另一方面由于存在的氧优先抑制N2O还原酶,导致部分N2O积累(图1b)21113 NO-3与NO-2 厌氧态时, NO-3代替O2作为最终电子受体进行脱氮反应,含量减少。
NO-2只在初始时有微小积累,说明即使进行脱氮反应,一开始仍需要一定时间合成有关还原酶。
当反应进入好氧态时,氧严重抑制NO-3还原酶,导致NO-3浓度立即升高(图1c)。
然而,纯化的NO-3还原酶对氧浓度并不敏感。
Susan2 na[6]认为在完整的细胞中,氧阻止NO-3通过细胞膜运输到NO-3还原酶的活性中心—α、β2期万 曦等:微生物脱氮作用及对中间产物的抑制229图2 pH=618,温度=30℃,稀释率=0103h -1时,好氧与厌氧转换条件下混合微生物的脱氮作用Fig 12 Microbiological denitrif ication during transition betw eenoxic and anoxic conditions(pH=618,30℃,dilution rate =0103h -1)亚基上,从而抑制该还原酶的活性。
好氧态中未观察到NO -2。
因为有氧条件下,纯化的NO -2还原酶仍很活跃,所以在完整的细胞中NO -2的还原受抑制是间接的,是与氧化酶(细胞色素氧化酶aa 3等)竞争的结果。
212 pH =618,与厌氧转换条件下的脱氮反应21211 细胞量与DOC 图2a 可见,前2次好氧厌氧转换时,细胞量在p H =618与p H =715时变化相似。
当第3次进入厌氧态时细胞量迅速下降并被洗出。
而此时DOC 达到最高值,说明细胞内的新陈代谢非常低,酶之间的平衡严重失调,脱氮反应停止。
21212 N 2与N 2O 当转入厌氧态时,N 2生产的延迟期逐渐缩短,变化趋势与p H =715时相似。
NaCH 2ΟCOOH 的积累导230 植物营养与肥料学报6卷致N 2生产量在前半部分达到高峰,并随之下降。
同时有少量N 2O 产生。
第3次转入厌氧态时N 2消失,N 2O 生产达到高峰后,也随之减少。
说明p H =618时脱氮反应已严重受阻。
好氧态时,无N 2出现,却有少量N 2O 积累(图2b )。
N 2O 还原酶是一种位于膜间隙的水溶性酶,极易受外界条件变化的影响,为脱氮酶系中最敏感的酶。
由于最适条件是p H =8,所以p H =618时N 2O 还原酶活性已被严重抑制。
同时,N 2O 的产生与NO -2数量有关。
虽然从NO -2还原到N 2O 是一个去毒过程,但NO -2的积累却抑制N 2O 还原酶活性,导致N 2O 增高。
有研究表明,即使N 2O 还原酶处于分离纯化状态,氧也能对它产生抑制作用[7]。
21213 NO -3与NO -2 图2c 可见,在第一、二厌氧态时,NO -3下降。
尽管有NO -2产生,脱氮作用仍能进行。
然而当转入第三厌氧态时,NO -3含量却增高,表明细菌不再分解NO -3。
虽然从NO -3还原到NO -2的过程停止,但由于NO -2还原酶不能立即还原已产生的大量NO -2,致使NO -2产量增高,几小时后又降低,说明此时细胞并未完全丧失脱氮功能。
NO -2还原酶分布于细胞膜的膜间隙,最适条件是p H =8。
因此p H =618的条件能部分影响NO 2还原酶活性,以至影响细菌在厌氧状态下的适应能力。
已有研究表明:NO -2=10mmol/L 时,细胞膜电位可逆性降低;NO -2浓度为80mmol/L 时,脱氮细菌生长受抑制;而当NO -2=100mmol/L 时,NO 2还原酶完全失活[6]。
在酸性条件下,NO -2易与H +形成不溶性HNO 2。
HNO -2极易进入细胞膜,通过抑制A TP 酶降低质子由膜间隙运回到膜内侧的动力,导致A TP 无法生成。
由于缺乏能量,细胞不能进行正常生长代谢,厌氧状态下的还原酶无法合成,致使发生细胞液被洗出的现象。