隨著經濟快速發展和人口增加，廚余垃圾數量日趨增多。在生活垃圾組成中，廚余垃圾占了四到六成。由于數量多，有機物質含量高，廚余垃圾給環境帶來了巨大的污染，引起了中國政府的關注。廚余垃圾含水量高，有機物含量高，是理想的厭氧消化基質。因此，國內一些已建和在建的廚余垃圾處理項目，大多選擇以厭氧消化為主的工藝，即經過篩選與除油之后進行厭氧消化處理。厭氧消化過程中產生的殘渣用于生產有機肥，產生的生物燃氣被回收利用。因此，厭氧消化是廚余垃圾資源化的主要途徑。厭氧消化包括4個過程：水解、酸化、產乙酸和產甲烷。在廚余垃圾水解酸化過程中會產生大量揮發性脂肪酸（VFAs），主要是乙酸、丙酸、丁酸和戊酸等。研究發現，廚余垃圾發酵液的VFAs產量（VFA/COD）高達221g/kg。并且，廚余垃圾發酵液中產生的乙酸含量最多，大約為總揮發酸含量的70%，其次是丁酸（20%）和丙酸（10%）。另外，水解酸化過程中還會將含氮物質降解為蛋白質，進一步水解為氨。因此，廚余垃圾厭氧發酵后的沼液是含高氨氮和高揮發酸的廢水，一般需經生化二級處理達標后才能進行排放。
目前，基于生物方法的硝化和反硝化技術被廣泛應用于廢水脫氮。反硝化脫氮的核心是電子傳遞和消耗有機物的過程，是硝酸鹽與碳物質的氧化還原反應，以硝酸鹽為電子受體，有機物為電子供體。所以，在反硝化脫氮過程中需要足量的碳源，才能有效脫出總氮。在低C/N廢水中，往往要額外添加碳源，才能保證穩定的脫氮效率。研究表明，廚余垃圾厭氧發酵液中的VFAs是一種優良的低成本碳源。Ji和Chen發現，在短程硝化反硝化過程中，添加發酵液的總脫氮效率為98.7%，高于添加乙酸的去除率（79.2%）。Kim等將厭氧發酵液中的VFAs、乙醇和一種商業用有機碳作為碳源進行反硝化測試，結果表明發酵液作為反硝化碳源的反應速率和滯后長度都是最有效的。
反硝化脫氮是由微生物主導的過程，研究表明添加發酵液為碳源的污泥樣品中Proteobacteria、Chloroflexi、Bacteroidetes和Acidobacteria是主要的微生物門，Zoogloea和Thauera等是主要的功能微生物。目前，關于發酵液作為反硝化碳源的研究僅從微生物群落組成方面進行解析，而對其中涉及的功能基因變化及碳氮代謝等均還未深入研究。因此，我們采用序批式反應器（SBR）反硝化工藝進行長期的脫氮試驗，逐漸提高進水硝酸鹽的濃度，添加混合揮發酸來模擬發酵液作為反硝化碳源，研究該系統的脫氮性能，以及反硝化功能微生物結構和功能基因的變化，并通過宏基因組測序來揭示微生物的碳氮代謝過程。實際的脫氮表現和微生物分析結合起來將更全面地評價混合揮發酸是否是一種優良的反硝化脫氮碳源；另外，微生物層面的研究也會為提高反硝化效率提供一些啟示。
1、材料與方法
1.1 SBR試驗裝置與運行
進行長期脫氮試驗的裝置如圖1，反應器的主體為厭氧血清瓶，總容積為2L，有效容積為1.2L。該反應器設有5根管道，用于進水（碳源和硝酸鹽廢水分開進樣）、出水，排氣和微生物取樣。反應器采用3個蠕動泵控制進出水。采用小型磁力攪拌器（JOANLAB-MS5）來混勻液體和污泥。蠕動泵和磁力攪拌器的運行和關閉均由定時器控制。整個反應裝置放置培養箱中并保持溫度30℃運行。
反應器執行4h循環程序，反應器的運行周期包括10min出水（流速為40mL/min），14min的進水（10min的合成的硝酸鹽廢水進水，流速為40mL/min；4min的碳源進水，流速為10mL/min），同時進行40min攪拌（轉速為1800r/min），190min的靜置。每個周期進水共400mL，出水400mL，維持有效體積為1.2L，水力停留時間為12h。初始反應器均接種800mL的揮發性懸浮固體濃度（MLVSS）為2400mg/L的混合污泥，反應器正式運行后，保持污泥齡（SRT）為25d，MLVSS控制在4500-5500mg/L。
1.2 污泥的接種與試驗階段廢水的組成
接種和馴化的污泥取自雙流嘉博文餐廚垃圾處理廠（成都）沼液生化處理A/O系統。取回到實驗室后放于4℃冰箱保存，并且盡快混合接種到預培養桶中，加入培養基，調節pH至7左右。定期補充營養物質，馴化培養10d。
根據進水硝酸鹽的濃度，反應器正式運行共分為6個階段，具體見表1.反應器進水的合成硝酸鹽廢水組分（1L）具體如下：50mgNa2HPO4，150mgKH2PO4，70mgCaCl2，400mgMgSO4，100mgNH4Cl，1mL微量元素I和0.1mL微量元素II。氮源由硝酸鈉提供，階段Ⅰ至階段Ⅵ添加的氮源分別為0.607、1.214、2.428、4.857、7.285、9.714g/L。由于反硝化會產生堿度，因此培養基最終pH調節至6.5左右。碳源的添加按照C/N=6.86，由乙酸鈉、丙酸鈉和丁酸鈉按照7:1:2的質量比例混合提供。
1.3 批次試驗方案
反應器運行至階段Ⅵ末期，取污泥進行硝酸鹽反硝化潛勢的測定。首先配制不含有硝酸鹽和有機碳源的培養基。取500mL培養基加入1214.285mg硝酸鈉，并按照C/N為6.86加入1758.975mg乙酸鈉、1372mg丙酸鈉和1182.758mg丁酸鈉的混合物�；旌暇鶆蚝笸�3個厭氧瓶中各加入100mL碳源、硝酸鹽和培養基的混合液，并作好標記。同時，從反應器中取污泥混合液40mL，離心取沉淀。用培養基（未添加硝酸鹽和有機碳源）清洗3次后，加入40mL培養基，混合均勻，用于接種。將污泥混合液接種至上述3個厭氧瓶中，每瓶接種5mL�；旌暇鶆�，各瓶取1mL液體，用于測定初始硝酸鹽濃度。最后，3個厭氧瓶各曝N25min，蓋上塞子，置于搖床30℃培養，每1h取液體樣品一次，共取5次，測硝酸鹽濃度。
1.4 試驗分析與測定方法
長期實驗過程中，每天連續監測出水的NO3--N和NO2--N濃度。出水NO3--N和NO2--N濃度通過紫外分光光度計進行檢測。脫氮效率（NRE）通過以下公式來計算：
式中，CNO3-N-Inf為進水硝酸鹽的濃度（mg/L），CNO3-N-Eff為出水硝酸鹽的濃度（mg/L），CNO2-N-Eff為出水亞硝酸鹽的濃度（mg/L）。
出水中VFAs的測定使用配備FID柱火焰電離檢測器（FID）和毛細管柱（DB-FFAP，USA，30m×0.25mm×0.25mm）的氣相色譜儀（Agilent6890N）。標準曲線的制定：使用一系列梯度的已知濃度的乙酸、丙酸、正丁酸、異丁酸、異戊酸、正戊酸的混合樣品，測定其峰面積，建立濃度和峰面積的線性關系。測定前，樣品需要經過預處理，首先取2mL樣品離心（1000r/min，10min），取上清液1mL于新的離心管中，加入100μL甲酸，離心（1000r/min，10min），用注射器取上清液過0.45μm濾膜至新的離心管中待測，每次的進樣量為1μL。
1.5 污泥樣品的微生物分析
1.5.1 微生物樣品的取樣和DNA提取
分別在每個階段開始運行后的第五天和最后一天取微生物樣品，共12個樣品，放置-40℃冰箱保存。
稱取濕重為0.25g左右的污泥，使用土壤DNA提取試劑盒（TIANGEN，China）進行DNA的提取。DNA濃度和純度的鑒定采用NanoDrop（NANODROP2000，ThermoScientific，USA）。然后將提取的DNA部分稀釋至10ng/μL，用于后續的PCR擴增和實時熒光定量PCR（qPCR）。
1.5.2 PCR擴增、測序和下機數據處理
使用515F（GTGYCAGCMGCCGCGGTAA）和909R（CCCCGYCAATTCMTTTRAGT）引物來擴增16SrRNA基因的V4-V5的高變區。擴增條件為：94℃預熱3min，然后94℃變性40s，56℃退火60s，72℃加熱60s，共30個循環，最終72℃下延伸10min。擴增后的PCR產物使用濃度為1%的瓊脂糖凝膠電泳檢測，擴增的長度約為500bp，然后對目的條帶用膠回收試劑盒DNAGelExtractionKit（擎科生物公司）回收產物。文庫構建使用TruSeq®DNAPCR-FreeSamplePreparationKit建庫試劑盒，Qubit和qPCR定量構建好文庫，文庫合格后，采用Illumina測序平臺進行上機測序。擴增子測序得到的下機數據，需要進行拼接、質量過濾、OTU聚類、嵌合體去除和重抽樣等步驟，每個樣品測序深度如表2，并以41427條序列進行重抽樣（resampling）。最后對生成的擴增序列變體（Ampliconsequencevariants，ASV）進行豐度、α和β多樣性指數等分析以及后續分析。原始測序數據已上傳NCBI，登錄號為PRJNA936989。
1.5.3 熒光定量PCR（qPCR）
使用實時熒光定量PCR（qPCR）來定量各個階段樣品的nosZ基因的拷貝數。功能基因擴增使用的引物是nosZ-F和nosZ-R。反應的總體系為10μL，包括5μL2×TSINGKE®MasterqPCRMix（SYBRGreenI），上游和下游引物各0.5μL，1.5μLDNA模板（10ng/μL）和2.5μL的ddH2O。每個樣品設置3個重復，使用CFX384實時熒光定量PCR儀（Bio-Rad，USA）進行擴增。將所有DNA樣品等體積混合后擴增，取其產物作為模板DNA（稀釋到10ng/μL），然后進行梯度稀釋（10-1、10-2、10-3、10-4、10-5、10-6、10-7）作為標準樣品。擴增效率在90%以上，標準曲線的R2大于0.99，且陰性對照不出現熒光信號。最后，根據已知濃度的標準樣品的DNA濃度（換算為拷貝數）與Ct值的關系算出樣品的基因拷貝數（copies/MLSS，g-1）。
1.5.4 宏基因組測序
用于宏基因組測序的DNA與微生物群落分析的相同。首先，評估DNA質量，包括DNA濃度、降解和污染情況�；蚪MDNA樣品通過超聲處理片段化至350bp的大小。NEBNext®ULtra™DNALibraryPrepKit（NEB，美國）用于生成測序文庫。在Illumina平臺（Illumina，USA）上對DNA文庫進行測序，并生成150bp的配對端讀數。使用fastp（版本0.20.0）篩選原始數據以獲取cleandata。然后將優化的序列用于剪接組裝（Megahi，1.1.2版）和基因預測（MeteGene）。所有樣本的預測基因序列均采用CD-HIT（版本4.6.1）進行聚類，并構建非冗余基因集。Blastp（版本2.3.0）被用作將非冗余基因序列與NCBINR數據庫（e≤10-5）進行比對和分類注釋。根據京都基因和基因組百科全書（KEGG，版本2.3.0版）數據庫對基因進行注釋。
1.6 數據統計與分析
所有微生物的分析與作圖均采用Rversion4.2.0.使用“ggplot2”包進行作圖。使用“vegan”包完成基于BrayCurtis距離的主坐標分析（principlecoordinateanalysis，PCoA）和影響微生物群落的環境因子的冗余分析（RDA），以表示微生物群落結構的差異。用Manteltest來分析功能基因nosZ的拷貝數與功能微生物的關系。其他圖片均使用Origin2018繪制。
2、結果與討論
2.1 反應器長期運行和批次實驗結果
反應器一共運行了92d，長期運行過程中進水硝酸鹽濃度、出水硝酸鹽濃度、出水亞硝酸鹽濃度、進水硝酸鹽容積負荷以及脫氮效率的變化情況如圖2a。在階段Ⅰ，進水硝酸鹽濃度（以N計，下同）為100mg/L時，出水硝酸鹽濃度很低，亞硝酸鹽濃度為零，脫氮效率高達99%。進水硝酸鹽為200mg/L時，系統出現了一些波動，出水硝酸鹽濃度最高達7.66mg/L，出水亞硝酸鹽積累濃度達47.82mg/L，脫氮效率為72%。在階段Ⅲ-階段Ⅳ，系統表現趨于穩定，脫氮效率基本維持在95%以上。階段Ⅴ后期和階段Ⅵ的前幾天，系統再次出現了波動，脫氮效率降低到80%，但是在經過短暫幾天的波動后，系統脫氮效率恢復到99%以上。王弄潮等的研究表明總氮負荷波動會影響厭氧氨氧化與反硝化協同的脫氮系統的穩定性，總氮負荷波動達到2.10kgm-3d-1時氮的去除會降低50%，而在我們的研究中，在負荷為3200mgL-1d-1時系統只出現了短暫幾天的波動后出水指標合格，這表明使用混合揮發酸的反硝化系統具有較強的穩定性。
如圖2b所示，取反應器長期運行最高負荷的污泥來進行批次實驗，研究在長期馴化下硝酸鹽的還原能力。在0h，硝酸鹽濃度為393mg/L，3h剩余的濃度為180mg/L，最終還剩余72mg/L的硝酸鹽。硝酸鹽氮的去除分為兩個階段，即快速下降階段（0-2h）和慢速去除階段（2-5h），分別對0-2h和2-5h的硝酸鹽濃度變化進行了線性擬合，0-2h擬合的方程式為y=-111.94687x+393.77842；2-5h擬合的方程式為y=-36.38292x+247.96864（y為硝酸鹽濃度，x為時間）。從兩個時間段的擬合優度判定系數R2分別為0.98和0.96來看，擬合的直線可以代表實際硝酸鹽的去除速率。從擬合直線的變化來看，快速下降階段的硝酸鹽去除速率為111.95mgL-1h-1N，而慢速去除階段的硝酸鹽去除速率為36.38mgL-1h-1N。Fernandez-Nava等的研究認為在混合碳源的反硝化中，微生物首先利用容易降解的碳源快速處理硝酸鹽氮，之后降解利用復雜碳源來去除硝酸鹽氮，這個過程則比較緩慢，在本研究中可能與添加的不同有機酸的代謝快慢有關。
2.2 微生物群落分析
2.2.1 微生物群落的α和β多樣性
α多樣性是指一個群落內的物種數量及相對豐度。本研究選擇采用Shannon指數來分析細菌群落的α多樣性隨進水硝酸鹽負荷的變化情況。從圖3a可以看到，污泥樣品的Shannon指數值隨著硝氮負荷的增加而呈現減少的趨勢。微生物群落的α多樣性是從低負荷就開始減少，Shannon指數值從開始的5.3（M-100-1）迅速減少到2.6（M-200-1），到階段V后期降低到1.12.這表明該系統內的微生物種類隨著硝酸鹽濃度的增加而減少。
β多樣性指數用以衡量群落的物種多樣性沿著環境梯度變化的速率或群落間的多樣性。本研究使用基于Bray-Curtis距離的主坐標分析（PcoA）來研究微生物群落結構的變化。如圖3b，PCoA圖的PCoA1和PCoA2軸分別解釋了61.56%和2.19%的群落的變化。該系統的微生物群落結構在硝氮負荷增加過程中發生了兩次明顯的變化，第一次周轉是在進水硝酸鹽濃度為200mg/L時，第二次周轉發生在進水硝酸鹽濃度為800mg/L，總體呈現出了一個“U”型的周轉。Lu等認為長久的NO3--N注入對細菌具有選擇性，導致細菌群落結構發生改變。在該研究中兩個變化的主要因素是碳源和進水硝酸濃度，由于加入的碳源始終是過量的，所以排除碳源不足對微生物的影響，即認為硝氮負荷是微生物群落結構變化的主要影響因子。
2.2.2 微生物的群落組成
為了進一步明確以混合揮發酸為碳源的反硝化系統內微生物物種組成以及豐度變化情況，對12個污泥樣品的微生物群落在門和屬水平上進行了類別和豐度的分析。污泥樣品在門水平上（豐度為前11的門）的微生物組成及相對豐度如圖4a。變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidota）和厚壁菌門（Firmicutes）是該系統中主要的微生物門。變形菌門的豐度從31.8%（M-100-1）增加到95.8%（M-1600-2）。擬桿菌門的相對豐度在2.5%-41%，厚壁菌門的相對豐度較低，范圍為0.61%-12.1%。變形菌門和擬桿菌門一直被認為是反硝化過程中最常見的反硝化微生物，該門含有各種類型的反硝化微生物，這與其他文獻的研究結果是一致的。與之相反，在該系統中有一些門的微生物，如綠彎菌門（Chloroflexi）和脫硫桿菌門（Desulfobacterota）等豐度隨著硝氮負荷的增加而逐漸降低。如綠彎菌門從12.7%（M100-1）減少到0.089%（M-1600-2）。脫硫桿菌門微生物豐度在從3.7%（M-100-1）下降到0.41%（M-1600-2）。根據之前的研究，在反硝化脫氮中添加食物發酵液后，綠彎菌門的豐度增加，認為該門下的一些成員在厭氧條件下可以利用揮發酸，但本研究中隨著進水硝酸鹽濃度的升高，該門不再是優勢的細菌門，這說明綠彎菌門的微生物不能很好地適應高氮環境。
進一步對各樣品在屬水平上（豐度高的前20個屬）的群落結構進行分析，結果如圖4b所示。首先，紅環菌科（Rhodocyclaceae）是系統所有樣品中最核心的微生物。紅環菌科的豐度在初始樣品中占比為7.8%（M-100-1），但到階段Ⅱ（M-200-2）時，其占比達到了67.8%，并且在階段Ⅵ（M1600-2）占比達到了最高的87.1%。此前的報道揭示紅環菌科可以利用醇類、有機酸和氨基酸等碳源還原硝酸鹽。并且紅環菌科也被證明在稻田土壤中可以在厭氧條件下以乙酸鹽為底物還原一些物質，如Fe（Ⅲ）、U（Ⅵ）、硝酸鹽和高氯酸鹽。還有研究揭示了紅環菌科的成員，如Zoogloea、Azoarcus和陶厄氏菌（Thauera）都是主要的反硝化細菌，且在反硝化反應器中添加一定劑量的乙醇或乙酸鹽會有利于這些細菌的生長。另外，陶厄氏菌和Blvii28_wastewatersludge_group也是系統中的兩種核心微生物。陶厄氏菌豐度的變化范圍為0.7%-27.2%。陶厄氏菌作為紅環菌科的成員，是污水處理廠的涉及反硝化的核心微生物，可以利用乙酸鈉和丙酸鈉作為碳源進行反硝化。陶厄氏菌也是一種可以利用丁酸鹽的硝酸鹽還原菌，有研究使用MAR-FISH研究了探針定義的群體的底物攝取偏好，結果發現陶厄氏菌吸收了部分丁酸鹽和戊酸鹽。Blvii28_wastewater-sludge_group的豐度范圍為0.17%-41%，在階段Ⅰ-Ⅲ豐度很低，但在階段Ⅳ-Ⅵ豐度增加，說明其可能是高氮中一種重要的反硝化者。在之前的研究中，Blvii28_wastewater-sludge_group常常在降解復雜化合物方面有重要作用，在丁酸鹽氧化產甲烷系統中發現該種微生物與乙酸鹽含量呈正相關。
另外，系統中還有一些微生物在初始樣品（M-100-1）中具有一定豐度，然而，隨著反應器運行，它們的豐度逐漸下降，在最終污泥樣品（M-1600-2）中豐度幾乎為0.所涉及的微生物菌屬有SJA-28（0.014%-24.3%）、unculturedProlixibacteraceae（0-4.9%）、OLB13（0.0024%-3.8%）等。研究報道，長桿菌（Prolixibacteraceae）可以在厭氧發酵系統中使用（半）纖維素類復合物和發酵糖類，兩種異養細菌（SJA-28和OLB13）可以利用有機碳源進行反硝化。然而，他們在系統中豐度下降表明這些微生物可能不適應高氮的環境。
總之，紅環菌科、陶厄氏菌、Blvii28_wastewater-sludgegroup是系統中主要的功能微生物，他們在系統中高度富集，表明微生物的功能集中性增加了。不同的微生物對硝酸鹽濃度的變化表現出不同的響應方式，表明硝酸鹽濃度對微生物群落組成具有高度選擇性。
2.2.3 影響微生物群落結構的環境因子
主要的功能微生物與環境變量的RDA如圖5所示，RDA的前兩軸解釋了總變異的93.8%。硝酸鹽負荷是影響微生物群落結構的最重要的環境因子，其次是pH。其中，紅環菌科和Blvii28_wastewatersludge-group與硝酸鹽負荷和pH呈正相關，陶厄氏菌與硝酸鹽負荷和pH呈負相關。這說明隨著負荷的提高，作為主要的功能微生物，紅環菌科和Blvii28_wastewater-sludge-group比陶厄氏菌更能抵抗高硝酸鹽環境。
2.2.4 功能基因nosZ的變化
N2O是主要的溫室氣體之一，會導致全球氣溫升高。反硝化中，這一步驟（N2O→N2）是由nosZ基因編碼的N2O還原酶來催化的。因此，本研究通過定量污泥樣品中的nosZ基因，來研究添加混合揮發酸作為碳源的反硝化過程中N2O的排放情況。如圖6a所示，該系統的nosZ基因拷貝數（copies/MLSS）變化范圍為2.48×107-6.85×1010g-1.系統的nosZ基因拷貝數總體隨著硝氮負荷的增加而增加。然而，拷貝數存在著3次顯著下降，分別發生在樣品100-2、200-2和1600-1中，這正好與長期反應器試驗中系統發生波動的時期一致。這說明微生物受到環境的影響時其豐度會相應減少，從而影響其脫氮效率。
進一步，采用Manteltest分析nosZ基因拷貝數與主要功能微生物的相關性（主要功能微生物紅環菌科、陶厄氏菌和Blvii28_wastewater-sludge-group豐度之和）。如圖6b所示，該系統的nosZ基因拷貝數與功能微生物的相關性R值為0.88，P值為0.00019，說明該系統的nosZ基因拷貝數與功能微生物之間具有顯著的正相關性，表明系統中加入的硝酸鹽可被這3種功能微生物代謝的終產物可能是N2。
2.3 宏基因組分析
樣品（M-1600-2）被用于宏基因組測序，共獲得12.02G的原始數據。利用KEGG代謝數據庫對整個代謝途徑進行分析。圖7a顯示了kegg3級通路上富集的一些功能。豐度排名前6的功能有代謝通路（metabolicpathways，ko01100）、次級代謝物的生物合成（biosynthesisofsecondarymetabolites，ko01110）、多樣環境中的微生物代謝（microbialmetabolismindiverseenvironment，ko01120）、雙組分系統（twocomponentsystem，ko02020）、輔助因子的生物合成（biosynthesisofcofactors，ko01240）和碳代謝（carbonmetabolism，ko01200）。代謝通路（ko01100）相對豐度為16.6%，顯著高于其他通路。另外，氮代謝（nitrogenmetabolism，ko00910）通路的相對豐富為0.71%。
進一步對碳、氮代謝過程中涉及的模塊進行分析。如圖7b所示，氮代謝中涉及的模塊主要有氮固定（M00175）、硝酸鹽同化還原（M00530）、硝酸鹽異化還原（M00531）、硝化（M00528）、反硝化（M00529）和全程硝化（M00804），他們的相對豐度分別為0.0065%、0.60%、0.20%、0.00026%、0.6822%和0.28%�？梢钥闯�，該系統中的氮代謝主要集中在反硝化反應和硝酸鹽同化還原。M00009（2.6%）是TCA循環的模塊，代表著乙酸的代謝過程。M00741（0.22%）和M00013（0.20%）兩個模塊是參與丙酸鹽代謝的兩個模塊，M00087（1.28%）、M00088（0.75%）和M00027（0.13%）是丁酸鹽代謝相關的模塊。由此可以看出，在該系統更多的是發生乙酸鹽代謝，然后是丁酸鹽代謝。從圖7d也可以看出，出水中剩余最多的是乙酸，然后是丙酸，也就是說相對于丙酸，丁酸更優先被利用了。研究表明相對于丁酸和丙酸，乙酸更優先被利用。乙酸被直接氧化并轉化為乙酰輔酶A，丁酸和丙酸同樣都是代謝為乙酸才被微生物利用，但是丁酸經過β氧化為乙酸，丙酸則是合成丁酸發生歧化反應或者先生成丙酰COA轉化成乙酰，代謝過程更復雜。本研究選擇的C/N為6.86，低負荷的出水中并未檢測到剩余的揮發酸，排除機器靈敏度低造成的誤差，1200和1600mg/L負荷的高有機酸殘留率的原因可能有兩個：首先，本來添加的碳源是過量的，負荷越高剩余越多。另外，在低負荷時存在的微生物種類較多，除了反硝化者，還有一些非反硝化者，它們可能也利用有機酸滿足生長，隨著進水硝酸鹽負荷的增加，非反硝化者和部分反硝化者被淘汰掉，用于生長所需要的碳源也會減少。
氮代謝過程是由多種酶參與的，圖7c展示了涉及反硝化的功能基因的相對豐度。在反硝化過程中，編碼關鍵酶的基因主要有narG和narA（NO3-→NO2-）、nirS和nirK（NO2-→N2O）、norB（N2O→NO）和nosZ（NO→N2）。該系統具有最高的narG基因豐度，其次是nosZ基因。nosZ（31.86%）基因在反硝化基因中所占的豐度顯著高于nirS（5.37%）、nirk（0.18%）和norB（11.35%）基因，表明添加混合揮發酸在減少N2O排放方面可能有重要意義。另外可以看到，同樣作為亞硝酸鹽還原的基因，nirS的豐度顯著高于nirK，這表明nirS型微生物在亞硝酸鹽還原中可能具有更重要的作用。也有其他研究表明在大多數廢水處理系統中nirS基因相對豐度高于nirK基因。
3、結論
添加混合有機酸作為反硝化碳源的系統具有高效穩定的脫氮效率，最大的反硝化速率為111.95mgL-1h-1。微生物的α多樣性顯著降低，微生物群落均朝一定方向周轉，并且功能微生物高度富集，說明系統功能集中性增強。另外，系統在長期馴化中富集了高豐度的反硝化代謝模塊，且高度富集了反硝化功能基因nosZ，這對于減少溫室氣體排放可能有著重要的意義。綜上結果來看，混合有機酸作為反硝化脫氮的碳源具有一定的可行性，系統內功能微生物高度富集，脫氮性能穩定，出水指標合格,還可以節約成本，可以考慮用于實際的污水處理。但本研究也存在一些局限性，只是用人工合成的混合有機酸來代替食物發酵液中的揮發酸，而實際的揮發酸成分復雜，對微生物可能存在其他方面的影響。另外缺少對氣體數據（N2）的監測，故關于使用混合揮發酸作為碳源在可以減少N2O排放方面還缺少有力證據。后續可以將功能微生物紅環菌科分離出來，明確其功能；并使用真實的食物發酵液作為碳源，完善監測指標，根據處理效果明確食物發酵液作為反硝化碳源的優勢。（來源：福建農林大學資源與環境學院，中國科學院成都生物研究所，核工業西南勘察設計研究院有限公司）
