3.結果與討論

3.1連續流光生物反應器中吡啶和氮的去除

兩個管式連續流光生物反應器，即PBR-1和PBR-0并行操作以評估吡啶和氮去除性能。如圖1a所示，在75天的操作過程中，PBR-1和PBR-0中的吡啶都可以被完全去除，這與我們之前的研究一致。相應地，PBR-1和PBR-0出水中的DOC濃度分別遠低于14mg?L-1和20mg?L-1，表明吡啶的礦化度很高。正如我們之前的研究所表明的，吡啶中的氮可以在生物系統中以NH4+-N的形式釋放。如圖1b和c所示，第1天，PBR-1和PBR-0中釋放的NH4+-N分別為13.4mg·L-1和9.6mg·L-1，分別占進水中吡啶-N的51.7%和37.6%。此后，PBR-1出水中的NH4+-N濃度在第17天逐漸降至2.7mg?L-1，17天后保持在5mg?L-1以下。有趣的是，第13天在PBR-1中觀察到NO2--N（~0.35mg?L-1）和NO3--N（~1.79mg?L-1）的積累。此后，PBR-1中的NO3--N濃度分別遠高于1.35mg?L-1。相應地，PBR-1中TN液的去除率在18天后可以保持在80%以上。然而，如圖1c所示，在PBR-0中，TN液的去除效率幾乎低于60%。PBR-0出水中的NH4+-N濃度幾乎高于12mg?L-1，表明NH4+-N去除不顯著，而NO2--N和NO3--N總是檢測不到，考慮到NO2--N和NO3--N無法檢測到，PBR-0中TN液的去除可歸因于同化。根據NO2--N和NO3--N的存在，可以推斷PBR-1中TN液的去除可能歸因于同化和硝化-反硝化。因此，引入硝化-反硝化可以提高氮的去除率，而同化作用較弱，不足以去除吡啶降解釋放的NH4+-N。PBRs運行50天后，PBR-1出水中的NH4+-N和TN濃度均低于3mg?L-1。然而，廢水中NH4+-N和TN的濃度PBR-0均高于13mg?L-1。在運行過程中，盡管PBR-1的本體液體中的DO濃度在黑暗和明亮時期都小于0.2mg·L-1（圖S2），但DO梯度可能存在于藻細菌絮凝物中。在PBR-0中，本體液體中的DO濃度總是過飽和的（>8mg?L-1），這歸因于相對較弱的耗氧過程。好氧吡啶生物降解是利用氧氣的唯一途徑，因為PBR-0中的共培養系統只含有小球藻和一種吡啶降解細菌。

在運行了75天之后，在PBR-1中形成了大小約為500-5000微米的ABA，污泥體積指數為5分鐘（SVI5）為124±5mg?L-1，但在PBR-0中明顯看不到生物聚集體(圖S3)。在PBR-0中，考慮到只有小球藻和副球菌作為接種物，生物相的豐度相對較低。使用黃桿菌(Flavobacterium)、澤長單胞菌(Terrimonas)和類桿菌屬(Sphingobacterium)作為藻類相關細菌時，藻細菌共生體的絮凝效率僅提高了3％，無法形成生物聚集體，與在PBR-0中觀察到的現象一致。然而，將活性污泥、小球藻和副球菌的混合物接種到PBR-1中，使PBR-1的物種豐富度較高，有助于生物聚集體的形成。利用分別以活性污泥和藻類與好氧顆粒污泥為接種劑成功實現了藻類-細菌顆粒體系的形成。

圖1(a)PBR-1和PBR-0中吡啶和DOC濃度的分布圖;(b)氮化合物濃度和TN在PBR-1中的去除效率;(c)氮化合物濃度和TN在PBR-0中的去除效率

3.2光生物反應器中吡啶生物降解的中間體

根據對吡啶生物降解過程中中間體的分析，見表S2和圖S4。比較了PBR-1和PBR-0中吡啶的生物降解途徑。在PBR-0中，鑒定出M1、M4a和M4b等中間體。值得注意的是，在PBR-1中檢測到更多的產物類別，包括M2、M3a、M3b、M5、M6、M7、M8、M9和M10，推測在PBR-1中發生了更復雜的反應。其中M3a和M3b在PBR-1中被發現，僅在厭氧生物系統和具有不同生態結構的生物系統中發現。PBR-1和PBR-0的相互產物分別為M1、M4a和M4b。吡啶的主要中間體如M1、M2、M4a、M4b、M6、M7、M8、M9和M10也在其他文獻中被觀察到，其中吡啶在好氧生物系統中被生物降解。

基于上述中間體分析，我們提出了在PBR-0和PBR-1中增強吡啶生物降解的可能途徑(圖S 5).首先，吡啶可以通過羥基化和氫化作用轉移到M1、M2、M3a和M3b中。這些中間體可能是吡啶通過需氧和厭氧生物過程氧化還原轉化。隨后，這些中間體通過氫化、鍵裂解、碳基化和羧化等作用進一步轉化為M4a、M4b、M5、M6和M7。然后，M8、M9和M10可以通過C-C鍵的斷裂和進一步的氧化而形成。與PBR-0相比，PBR-1中吡啶的生物降解途徑更多樣，可能是由于ABA具有較高的物種豐富度和沿徑向不同的功能微生物。

3.3 ABA中的DO和pH圖譜

吡啶的生物降解與脫氮效果與ABS系統中的DO和pH分布有關密切相關。如圖2a所示，DO的峰值濃度高達15.9mg?L-1，位于ABA表面，表明DO的產生位點主要通過光合作用分布在ABA表面。然而，在黑暗和明亮時期，散裝液體中的DO濃度始終小于0.2mg?L-1（圖S2）。當ABA的深度從0μm增加到2500μm時，DO度從15.9mg?L-1逐漸降低到0.2mg?L-1，表明ABA內部存在缺氧微環境。在ABA表面（從0μm到-3000μm），DO濃度從15.9mg?L-1逐漸降低到1.8mg?L-1，表明ABA中含氧量增加。DO剖面顯示了具有DO梯度的微環境，其中好氧區、缺氧區和厭氧區共存于ABA中。

另一方面，ABA中也存在pH值梯度（圖2b）。隨著ABA深度從?3000μm增加到?700μm，pH從7.7增加到8.4，表明光合作用和吡啶生物降解可能發生在ABA表面附近。pH值隨著吡啶礦化釋放NH4+-N而增加。此外，藻類吸收二氧化碳可能導致pH值升高，這是由于相關的光合作用。隨著ABA的深度從-700μm增加到400μm，pH值很好地保持在8.4左右。ABA表面附近相對穩定的pH值可歸因于硝化過程和銨的同化，銨可以產生酸來平衡pH。隨著ABA深度從400μm增加到1700μm，pH從8.4迅速下降到7.6，這可能是由于ABA內部發生硝化作用和光合作用減弱。當DO濃度低于1.0mg?L-1時，隨著ABA深度從1700μm增加到2500μm，pH值停止下降并保持在7.6左右，表明當反硝化和厭氧過程發生時，硝化作用減弱，pH值可以平衡。DO和pH梯度都表明ABA內存在由好氧、缺氧和厭氧區組成的微環境。王等人提出反硝化作用可能發生在藻類-細菌系統的光照和暗照階段，這可能歸因于ABA內DO梯度的存在。因此，ABA內部和周圍的微環境可能對同時進行好氧和缺氧生物過程非常有利。在PBR-1中觀察到的高TN液去除效率可歸因于ABA中微環境的形成。

圖2 ABA中DO濃度（a）和pH（b）分布的變化