3.结果与讨论

3.1连续流光生物反应器中吡啶和氮的去除

两个管式连续流光生物反应器，即PBR-1和PBR-0并行操作以评估吡啶和氮去除性能。如图1a所示，在75天的操作过程中，PBR-1和PBR-0中的吡啶都可以被完全去除，这与我们之前的研究一致。相应地，PBR-1和PBR-0出水中的DOC浓度分别远低于14mg∙L-1和20mg∙L-1，表明吡啶的矿化度很高。正如我们之前的研究所表明的，吡啶中的氮可以在生物系统中以NH4+-N的形式释放。如图1b和c所示，第1天，PBR-1和PBR-0中释放的NH4+-N分别为13.4mg·L-1和9.6mg·L-1，分别占进水中吡啶-N的51.7%和37.6%。此后，PBR-1出水中的NH4+-N浓度在第17天逐渐降至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中观察到NO2--N（~0.35mg∙L-1）和NO3--N（~1.79mg∙L-1）的积累。此后，PBR-1中的NO3--N浓度分别远高于1.35mg∙L-1。相应地，PBR-1中TN液的去除率在18天后可以保持在80%以上。然而，如图1c所示，在PBR-0中，TN液的去除效率几乎低于60%。PBR-0出水中的NH4+-N浓度几乎高于12mg∙L-1，表明NH4+-N去除不显著，而NO2--N和NO3--N总是检测不到，考虑到NO2--N和NO3--N无法检测到，PBR-0中TN液的去除可归因于同化。根据NO2--N和NO3--N的存在，可以推断PBR-1中TN液的去除可能归因于同化和硝化-反硝化。因此，引入硝化-反硝化可以提高氮的去除率，而同化作用较弱，不足以去除吡啶降解释放的NH4+-N。PBRs运行50天后，PBR-1出水中的NH4+-N和TN浓度均低于3mg∙L-1。然而，废水中NH4+-N和TN的浓度PBR-0均高于13mg∙L-1。在运行过程中，尽管PBR-1的本体液体中的DO浓度在黑暗和明亮时期都小于0.2mg·L-1（图S2），但DO梯度可能存在于藻细菌絮凝物中。在PBR-0中，本体液体中的DO浓度总是过饱和的（>8mg∙L-1），这归因于相对较弱的耗氧过程。好氧吡啶生物降解是利用氧气的唯一途径，因为PBR-0中的共培养系统只含有小球藻和一种吡啶降解细菌。

在运行了75天之后，在PBR-1中形成了大小约为500-5000微米的ABA，污泥体积指数为5分钟（SVI5）为124±5mg∙L-1，但在PBR-0中明显看不到生物聚集体(图S3)。在PBR-0中，考虑到只有小球藻和副球菌作为接种物，生物相的丰度相对较低。使用黄杆菌(Flavobacterium)、泽长单胞菌(Terrimonas)和类杆菌属(Sphingobacterium)作为藻类相关细菌时，藻细菌共生体的絮凝效率仅提高了3％，无法形成生物聚集体，与在PBR-0中观察到的现象一致。然而，将活性污泥、小球藻和副球菌的混合物接种到PBR-1中，使PBR-1的物种丰富度较高，有助于生物聚集体的形成。利用分别以活性污泥和藻类与好氧颗粒污泥为接种剂成功实现了藻类-细菌颗粒体系的形成。

图1(a)PBR-1和PBR-0中吡啶和DOC浓度的分布图;(b)氮化合物浓度和TN在PBR-1中的去除效率;(c)氮化合物浓度和TN在PBR-0中的去除效率

3.2光生物反应器中吡啶生物降解的中间体

根据对吡啶生物降解过程中中间体的分析，见表S2和图S4。比较了PBR-1和PBR-0中吡啶的生物降解途径。在PBR-0中，鉴定出M1、M4a和M4b等中间体。值得注意的是，在PBR-1中检测到更多的产物类别，包括M2、M3a、M3b、M5、M6、M7、M8、M9和M10，推测在PBR-1中发生了更复杂的反应。其中M3a和M3b在PBR-1中被发现，仅在厌氧生物系统和具有不同生态结构的生物系统中发现。PBR-1和PBR-0的相互产物分别为M1、M4a和M4b。吡啶的主要中间体如M1、M2、M4a、M4b、M6、M7、M8、M9和M10也在其他文献中被观察到，其中吡啶在好氧生物系统中被生物降解。

基于上述中间体分析，我们提出了在PBR-0和PBR-1中增强吡啶生物降解的可能途径(图S 5).首先，吡啶可以通过羟基化和氢化作用转移到M1、M2、M3a和M3b中。这些中间体可能是吡啶通过需氧和厌氧生物过程氧化还原转化。随后，这些中间体通过氢化、键裂解、碳基化和羧化等作用进一步转化为M4a、M4b、M5、M6和M7。然后，M8、M9和M10可以通过C-C键的断裂和进一步的氧化而形成。与PBR-0相比，PBR-1中吡啶的生物降解途径更多样，可能是由于ABA具有较高的物种丰富度和沿径向不同的功能微生物。

3.3 ABA中的DO和pH图谱

吡啶的生物降解与脱氮效果与ABS系统中的DO和pH分布有关密切相关。如图2a所示，DO的峰值浓度高达15.9mg∙L-1，位于ABA表面，表明DO的产生位点主要通过光合作用分布在ABA表面。然而，在黑暗和明亮时期，散装液体中的DO浓度始终小于0.2mg∙L-1（图S2）。当ABA的深度从0µm增加到2500µm时，DO度从15.9mg∙L-1逐渐降低到0.2mg∙L-1，表明ABA内部存在缺氧微环境。在ABA表面（从0µm到-3000µm），DO浓度从15.9mg∙L-1逐渐降低到1.8mg∙L-1，表明ABA中含氧量增加。DO剖面显示了具有DO梯度的微环境，其中好氧区、缺氧区和厌氧区共存于ABA中。

另一方面，ABA中也存在pH值梯度（图2b）。随着ABA深度从−3000µm增加到−700µm，pH从7.7增加到8.4，表明光合作用和吡啶生物降解可能发生在ABA表面附近。pH值随着吡啶矿化释放NH4+-N而增加。此外，藻类吸收二氧化碳可能导致pH值升高，这是由于相关的光合作用。随着ABA的深度从-700µm增加到400µm，pH值很好地保持在8.4左右。ABA表面附近相对稳定的pH值可归因于硝化过程和铵的同化，铵可以产生酸来平衡pH。随着ABA深度从400µm增加到1700µm，pH从8.4迅速下降到7.6，这可能是由于ABA内部发生硝化作用和光合作用减弱。当DO浓度低于1.0mg∙L-1时，随着ABA深度从1700µm增加到2500µm，pH值停止下降并保持在7.6左右，表明当反硝化和厌氧过程发生时，硝化作用减弱，pH值可以平衡。DO和pH梯度都表明ABA内存在由好氧、缺氧和厌氧区组成的微环境。王等人提出反硝化作用可能发生在藻类-细菌系统的光照和暗照阶段，这可能归因于ABA内DO梯度的存在。因此，ABA内部和周围的微环境可能对同时进行好氧和缺氧生物过程非常有利。在PBR-1中观察到的高TN液去除效率可归因于ABA中微环境的形成。

图2 ABA中DO浓度（a）和pH（b）分布的变化