3.4吡啶脱氮过程中的硝化反硝化

将常用作硝化抑制剂的ATU加入到用PBR-1污泥接种的非原位间歇反应器中，比较其对吡啶和氮的去除性能。如图3a-d所示，在最初的12小时内，吡啶可以在没有ATU的情况下被完全去除，并且在该相中积累的NH4+占吡啶环中理论氮的10%-35%。吡啶完全去除后，NH4+-N浓度从7.4mg?L-1逐渐降低到0mg?L-1。但NO2--N和NO3--N浓度逐渐升高，分别达到1.1mg?L-1和6.3mg?L-1的峰值，然后下降到0mg?L-1。相应地，在36h时，TN液从最初的26.6mg?L-1明显下降到0mg?L-1。在ATU存在下，12h对吡啶的去除率为81.5%，NH4+积累明显，NH4+-N浓度峰值为11.5mg?L-1。随后，在48h分批实验结束时，NH4+-N浓度逐渐下降至1.1mg?L-1，但在整个过程中始终检测不到亚硝酸盐和硝酸盐。相应地，TN液从最初的26.6mg·L-1下降到在36h时为2.3mg?L-1，始终高于无ATU时的水平。因此，可以推断，因此，可以推断氮的去除通过同化或硝化-反硝化与吡啶降解同时发生。无需外部碳源，通过反硝化作用可以去除NO2--N和NO3--N。根据李等人的研究，吡啶和外加硝酸盐在COD/NO3-N为4和pH为7.5时可以有效去除。因此，可以推断藻类分泌物和吡啶生物降解的中间体可以作为碳源支持脱氮。王等人指出，通过光合作用从CO2转化的藻类分泌物可以作为细菌的碳源，而藻类可以通过有机物分解提供CO2和其他营养物质而从细菌中受益。在传统的缺氧脱氮系统中，C/N比通常需要达到6或更高才能实现高脱氮效率（~90%）。然而，在ABA系统中，当C/N比约为4.3时，TN可以被完全去除。因此，在ABA系统中，PBR-1中的硝化-反硝化在吡啶和TN液去除中起着关键作用，与传统的缺氧反硝化系统相比，其对外部碳源的要求较低。

电子受体，如硝酸盐，可能通过反硝化活跃参与吡啶及其中间产物的生物降解。因此，向ABA系统中添加硝酸盐以进一步确认反硝化参与吡啶去除（图S6a-d）。在硝酸盐添加的情况下，吡啶在9小时内可以完全去除，而在没有硝酸盐添加的情况下，吡啶去除效率仅为75.0%，表明硝酸盐的添加显著提高了吡啶的去除率。在24小时之前，NO2--N的逐渐积累和NO3--N的减少表明ABA系统中发生了可持续的硝化和反硝化。此外，吡啶生物降解产生的NH4+-N可以在40小时内完全去除，但硝酸盐和亚硝酸盐的去除速度较慢。反硝化的缓慢速度可能归因于在吡啶完全去除后DO浓度急剧增加。因此，进一步验证了反硝化参与了吡啶和氮去除的一部分。

图3吡啶去除效率(a)、NH4+-N浓度(b)、NO2--N浓度(c)和NO3--N浓度(d)随硝化作用是否受到抑制（50 mg?L-1 ATU）的变化曲线。

不同的光照强度会影响光合活性和硝化作用。如图4a-d所示，在270μmol·m-2·s-1的条件下，吡啶在8h内可被完全去除，而在180μmol·m-2·s-1和90μmol·m-2·s-1时吡啶去除效率分别为84.7%和57.7%，在90-270μmol·m-2·s-1范围内，随着光强的增加，可以加速对吡啶的去除。当光照强度为90μmol·m-2·s-1时NH4+-N积累峰值为7.4mg?L-1，在180μmol·m-2·s-1和270μmol·m-2·s-1时，NH4+-N积累峰值分别为3.5mg?L-1和3.7mg?L-1。加速吡啶的去除和减少NH4+-N的积累可能归因于藻类通过光合作用增加了产氧量，然后氧增强了吡啶的降解和作为电子受体的硝化作用。当光照强度达到180μμmol·m-2·s-1及以上时，亚硝酸盐和硝酸盐没有积累，这可能是由于硝化反硝化足够快。因此，180μmol·m-2·s-1的光照强度足以实现吡啶和氮的有效去除。

图4不同光强下吡啶去除效率(a)、NH4+-N浓度(b)、NO2--N浓度(c)和NO3--N浓度(d)的图谱。

为了研究额外碳源对ABA系统处理吡啶的影响，在分批实验中，在不同时间加入乙酸钠（NaAc）。如图S7a-d所示，在0小时时，NaAc的加入降低了吡啶的降解速率。相应地，NH4+-N的积累在0h时随着NaAc的加入而减少。这可能是由于NaAc与吡啶作为电子供体竞争氧气，当NaAc和吡啶共存时，微生物更喜欢NaAc而不是吡啶。在之前的研究中也观察到了类似的现象，在硝酸盐存在的缺氧系统中，由于NaAc的添加，吡啶的生物降解受到了负面影响。此外，NH4+-N、NO2--N和NO3--N可以也可以在48小时内完全去除，这表明NaAc对ABA体系中亚硝酸盐和硝酸盐的去除没有明显的促进或抑制作用。因此，额外的碳源不能增强ABA体系中吡啶和氮的去除性能。

3.5同化和硝化反硝化对TN去除的贡献

为了进一步研究脱氮途径，根据方程（1）和方程（2）评估了同化和硝化反硝化对TN液去除的贡献。如图5a所示，在90μmol·m-2·s-1的光照强度下，硝化-反硝化和同化对TN液去除的贡献率分别为40.9%和59.1%。然而，随着光照强度增加到180μmol·m-2·s-1和270μmol·m-2·s-1，硝化反硝化对TN液去除的贡献率分别提高到79.3%和75.5%，远高于90μmol·m-2·s-1时的贡献率。相应地，在180μmol·m-2·s-1和270μmol·m-2·s-1的光照强度下，同化对TN液去除的贡献率分别明显降低到20.7%和24.5%。当ATU抑制硝化作用时，TN液的去除率低至91.3%，明显低于没有ATU时的100%，证实了硝化反硝化在TN液去除中具有关键作用（图5b）。如图5c所示，考虑到在容易生物降解的有机物存在的情况下，自养微生物（如硝化物种）的生长将受到限制，硝化-反硝化作用对TN液去除的贡献率随着NaAc的加入而降低，这可能是由于硝化作用受到抑制。基于以上结果，可以推断硝化反硝化作用在ABA系统中具有优先的脱氮作用。当氧气产量充足时，硝化作用发生得很好，从而通过硝化反硝化作用。Vargas等人发现硝化作用和藻类吸收对氨的去除率分别为60%和40%，这与本研究一致。

对ABA系统的产气过程进行了分析，进一步研究了附加碳源和硝酸盐的影响，验证了其脱氮过程。如图S8所示，ABA系统产生的气体由64.8%的O2和35.2%的N2组成，总气体生成201μmol·L-1。添加NaAc（60.1%O2和39.9%N2）后，气体生成量略微增加到212μmol·L-1（图S7a-d）。然而，随着NaNO3的加入，气体生成显著增加到660μmol·L-1（80.3%的O2和19.7%的N2）。反硝化作用参与吡啶及其中间体的生物降解可能是通过节省氧气消耗来增加O2的原因。此外，氧气的增加也可归因于通过添加硝酸盐作为氮源改善了藻类的生长和光合作用活性。本研究中产生的气体仅为O2和N2，表明ABA系统中温室气体（如CO2和N2O）的排放量较低，这与其他ABS一致系统。

图5对TN去除的贡献不同光强度下去除(a)硝化抑制(50 mg?L-1 ATU)或无硝化抑制(b)和添加NaAc(c)