吴雨莲^1,2,,
林丽媛²,
段金明^2,3,,
1.集美大学食品与生物工程学院，厦门 361021
2.集美大学港口与环境工程学院，厦门 361021
3.集美大学，厦门市滨海城市污染控制与生态建设重点实验室，厦门 361021

作者简介: 吴雨莲(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：食品废水处理技术。E-mail：1570283597@qq.com.

通讯作者: 段金明,duanjinming@jmu.edu.cn

中图分类号: X703

Performance and pathway of nitrogen removal from high salinity wastewater by heterotrophic nitrification biofilter

WU Yulian^1,2,,
LIN Liyuan²,
DUAN Jinming^2,3,,
1.School of Food and Biological Engineering, Jimei University, Xiamen 361021, China
2.School of Harbour and Environmental Engineering, Jimei University, Xiamen 361021, China
3.Municipal Key Laboratory of Pollution Control and Ecological Construction of Coastal City, Jimei University, Xiamen 361021, China

Corresponding author: DUAN Jinming,duanjinming@jmu.edu.cn

CLC number: X703

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摘要:为了解决高盐废水生物脱氮效能低的问题，利用异养硝化型曝气生物滤池(heterotrophic nitrification biological aeration filter，HNBAF)处理不同氮源模拟高盐废水，研究了HNBAF系统的脱氮性能，并采用¹⁵N同位素示踪法测定了反应过程中产生的气态产物(N₂O、N₂)，以揭示HNBAF系统的脱氮途径。结果表明：当NH₄Cl作为唯一氮源时，${{\rm{NH}}_4^ + }$-N的去除率最高可达到99.77%，NH₂OH-N, ${{\rm{NO}}_3^ - }$-N积累量较低，未检测到明显${{\rm{NO}}_2^ - }$-N的积累；外加中间产物NH₂OH-N可对${{\rm{NH}}_4^ +} $-N去除产生抑制，而加入${\rm{NO}}_2^ - $-N和${{\rm{NO}}_3^ - }$-N等中间产物基本不影响${{\rm{NH}}_4^ +} $-N的正常降解；当以KNO₃为唯一氮源时，${{\rm{NO}}_3^ -} $-N的去除率最高可达到96.76%，${{\rm{NH}}_4^ + }$-N、${{\rm{NO}}_2^ - }$-N和NH₂OH-N等产物积累量较低。当分别以¹⁵${{\rm{NO}}_2^ - }$、¹⁵${{\rm{NO}}_3^ - }$为氮源时，均可同时检测到¹⁵N₂O和¹⁵N₂。该HNBAF系统对${{\rm{NH}}_4^ + }$-N、${{\rm{NO}}_2^ - }$-N、${{\rm{NO}}_3^ - }$-N和NH₂OH-N的去除主要包括硝化、好氧反硝化和同化等作用，主要脱氮途径为${{\rm{NH}}_4^ + }$-N→NH₂OH-N→${{\rm{NO}}_3^ - }$-N→ ${{\rm{NO}}_2^ -} $-N→ N₂O/N₂，与此同时，NH₂OH-N和${{\rm{NH}}_4^ + }$-N之间以及${{\rm{NO}}_3^ -} $-N和${{\rm{NO}}_2^ -} $-N之间均可以相互转化。
关键词: 异养硝化/
好氧反硝化/
脱氮性能/
脱氮途径/
高盐废水/
曝气生物滤池

Abstract:In order to solve the problem that the efficiency of biological nitrogen removal from high salinity wastewater is poor, a biological aeration filter system capable of heterotrophic nitrification (HNBAF) was used to treat simulated high salinity wastewater with different nitrogen source. Nitrogen removal performance of the HNBAF system was studied, and the corresponding gaseous products(N₂O、N₂) were determined by the ¹⁵N isotope tracer method to reveal the denitrification pathway of the HNBAF system. The results showed when NH₄Cl served as the sole N-resource, the highest removal rate of ${\rm{NH}}_4^ + $-N reached 99.77%, while the accumulation of NH₂OH-N and ${\rm{NO}}_3^ - $-N was low, and no significant accumulation of ${\rm{NO}}_2^ - $-N was detected. ${\rm{NH}}_4^ + $–N removal was inhibited by the addition of intermediate product NH₂OH-N, while the addition of intermediate product such as ${\rm{NO}}_2^ - $-N and ${\rm{NO}}_3^ - $-N had little effect on the normal removal of ${\rm{NH}}_4^ + $-N. When KNO₃ served as the sole N-resource, the highest removal rate of ${\rm{NO}}_3^ - $-N reached 96.76%, and the accumulations of ${\rm{NH}}_4^ + $-N, NH₂OH-N and ${\rm{NO}}_2^ - $-N were all low. Both ¹⁵N₂O and ¹⁵N₂ were detected when ¹⁵ ${\rm{NO}}_2^ - $ and ¹⁵ ${\rm{NO}}_3^ - $ served as the N-resource, respectively. The removal of ${\rm{NH}}_4^ + $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N and NH₂OH-N by the HNBAF system mainly included nitrification, aerobic denitrification and assimilation, and the main pathway of nitrogen removal was ${\rm{NH}}_4^ + $-N→NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N→${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O/N₂ . Meanwhile, both the conversions between NH₂OH-N and ${\rm{NH}}_4^ + $-N, and between ${\rm{NO}}_3^ - $-N and ${\rm{NO}}_2^ - $-N occurred.
Key words:heterotrophic nitrification/
aerobic denitrification/
nitrogen removal performance/
nitrogen removal pathway/
high salinity wastewater/
biological aeration filter.



图1HNBAF系统以${\rm{NH}}_4^ + $-N为唯一氮源时的脱氮性能
Figure1.Nitrogen removal performance of HNBAF system with ${\rm{NH}}_4^ + $-N as the sole N-source


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图2外加NH₂OH-N对HNBAF系统脱氮的影响
Figure2.Effect of NH₂OH-N addition on nitrogen removal of HNBAF system


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图3外加${\rm{NO}}_2^ - $-N对HNBAF系统脱氮的影响
Figure3.Effect of ${\rm{NO}}_2^ - $-N addition on nitrogen removal of HNBAF system


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图4外加${\rm{NO}}_3^ - $-N对HNBAF系统脱氮的影响
Figure4.Effect of ${\rm{NO}}_3^ - $-N addition on nitrogen removal of HNBAF system


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图5HNBAF系统以${\rm{NO}}_3^ - $-N为唯一氮源时的脱氮性能
Figure5.Denitrification performance of HNBAF system with ${\rm{NO}}_3^ - $-N as the sole N-source


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表1生物膜处理不同模拟废水时产生的N₂O、N₂的¹⁵N丰度
Table1.¹⁵N abundance of N²O and N₂ produced by biofilm treatmentof different simulated wastewater

实验组别	δ15 N2O/‰	δ15 N2/‰
A(NH4Cl+Na15NO2)	25.2	5.4
B (NH4Cl+K15NO3)	97.2	5.0
C (KNO3+Na15NO2)	25.2	5.2

实验组别	δ15 N2O/‰	δ15 N2/‰
A(NH4Cl+Na15NO2)	25.2	5.4
B (NH4Cl+K15NO3)	97.2	5.0
C (KNO3+Na15NO2)	25.2	5.2

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出版历程

收稿日期:2021-02-25
录用日期:2021-04-23
网络出版日期:2021-07-23
-->刊出日期:2021-07-10

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异养硝化型生物滤池处理高盐废水的脱氮性能及途径

吴雨莲^1,2,,
林丽媛²,
段金明^2,3,,

通讯作者: 段金明,duanjinming@jmu.edu.cn

作者简介: 吴雨莲(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：食品废水处理技术。E-mail：1570283597@qq.com 1.集美大学食品与生物工程学院，厦门 361021
2.集美大学港口与环境工程学院，厦门 361021
3.集美大学，厦门市滨海城市污染控制与生态建设重点实验室，厦门 361021
收稿日期: 2021-02-25
录用日期: 2021-04-23
网络出版日期: 2021-07-23
关键词: 异养硝化/
好氧反硝化/
脱氮性能/
脱氮途径/
高盐废水/
曝气生物滤池
摘要:为了解决高盐废水生物脱氮效能低的问题，利用异养硝化型曝气生物滤池(heterotrophic nitrification biological aeration filter，HNBAF)处理不同氮源模拟高盐废水，研究了HNBAF系统的脱氮性能，并采用¹⁵N同位素示踪法测定了反应过程中产生的气态产物(N₂O、N₂)，以揭示HNBAF系统的脱氮途径。结果表明：当NH₄Cl作为唯一氮源时，${{\rm{NH}}_4^ + }$-N的去除率最高可达到99.77%，NH₂OH-N, ${{\rm{NO}}_3^ - }$-N积累量较低，未检测到明显${{\rm{NO}}_2^ - }$-N的积累；外加中间产物NH₂OH-N可对${{\rm{NH}}_4^ +} $-N去除产生抑制，而加入${\rm{NO}}_2^ - $-N和${{\rm{NO}}_3^ - }$-N等中间产物基本不影响${{\rm{NH}}_4^ +} $-N的正常降解；当以KNO₃为唯一氮源时，${{\rm{NO}}_3^ -} $-N的去除率最高可达到96.76%，${{\rm{NH}}_4^ + }$-N、${{\rm{NO}}_2^ - }$-N和NH₂OH-N等产物积累量较低。当分别以¹⁵${{\rm{NO}}_2^ - }$、¹⁵${{\rm{NO}}_3^ - }$为氮源时，均可同时检测到¹⁵N₂O和¹⁵N₂。该HNBAF系统对${{\rm{NH}}_4^ + }$-N、${{\rm{NO}}_2^ - }$-N、${{\rm{NO}}_3^ - }$-N和NH₂OH-N的去除主要包括硝化、好氧反硝化和同化等作用，主要脱氮途径为${{\rm{NH}}_4^ + }$-N→NH₂OH-N→${{\rm{NO}}_3^ - }$-N→ ${{\rm{NO}}_2^ -} $-N→ N₂O/N₂，与此同时，NH₂OH-N和${{\rm{NH}}_4^ + }$-N之间以及${{\rm{NO}}_3^ -} $-N和${{\rm{NO}}_2^ -} $-N之间均可以相互转化。

English Abstract

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--> --> --> 传统曝气生物滤池由于池内脱氮微生物主要为自养硝化细菌，该细菌需要消耗大量的能量，生长速度缓慢，尤其在高盐环境下难以维持较高细菌浓度，从而影响硝化作用效果，故氨氮在较短时间内得不到有效去除，而且硝化过程中易发生${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累^[1-4]。
异养硝化作为一种新型的生物脱氮技术，是利用异养硝化细菌在好氧条件下将氨氮或有机氮氧化成NH₂OH-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N；与此同时，绝大部分异养硝化菌还具有好氧反硝化能力，可以实现在同一反应器里完成硝化反硝化，将硝化产物转化为含氮气态产物，而且几乎不会产生${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累^[5-6]。与自养硝化菌相比，异养硝化菌具有生长速率快、增殖底物广泛、适应环境能力强、可耐受较高有机负荷、脱氮效率高等优点，因此，具有广阔的研究价值和应用前景^[7-9]。近年来，国内外关于异养硝化技术的研究大多数集中于异养硝化菌的分离筛选、鉴定、脱氮性能及其影响因素、脱氮机制等方面^[5-14]。对于异养硝化菌脱除铵态氮(${\rm{NH}}_4^ + $-N)，目前国际上公认存在2种脱氮途径：一种是典型的完全硝化反硝化途径，即${\rm{NH}}_4^ + $-N首先氧化为NH₂OH-N，接下来NH₂OH-N转化为${\rm{NO}}_2^ - $-N或者${\rm{NO}}_3^ - $-N的硝化过程，然后，${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N好氧反硝化为N₂O、N₂等含氮气体^[7-10,15-16]；另一种途径为直接氨氧化途径，即异养硝化细菌将${\rm{NH}}_4^ + $-N氧化为NH₂OH-N后，由NH₂OH-N直接转化为N₂O、N₂ 等含氮气体^[17-21]。目前，研究者主要是根据代谢中间产物、终产物的测定、¹⁵N同位素示踪法以及相关酶学研究来推测异养硝化菌脱氮途径^{[10-17,21-23]}。不同种类的异养硝化细菌脱氮途径存在差异，目前仍尚未达成共识，还需深入研究确定^[12-13,24]。目前针对异养硝化型曝气生物滤池对含盐废水脱氮性能及其脱氮途径研究鲜见报道。
本研究团队此前已从海洋沉积物中分离筛选到1株嗜盐异养硝化-好氧反硝脱氮菌Vibrio diabolicus SF16，该菌株不仅能够在较高盐度(1%～5%)的环境中较好地生存，而且对119.77 mg·L^?1 ${\rm{NH}}_4^ + $-N和136.43 mg·L^?1 ${\rm{NO}}_3^ - $-N去除率分别可达到91.82%和99.71%^[25]。基于此，本研究将菌株SF16接种于牡蛎壳填料曝气生物滤池中，构建异养硝化型曝气生物滤池(heterotrophic nitrification biological aeration filter，HNBAF)，用于处理人工合成的含有不同氮源的模拟高盐废水，研究了HNBAF系统对高盐废水的脱氮性能，并采用¹⁵N同位素示踪法对气态产物(N₂O、N₂)中的丰度进行了检测分析，探究了HNBAF系统的脱氮途径，以期为HNBAF系统在生物脱氮实践应用中提供参考。

1.1. 模拟废水配制

含${\rm{NH}}_4^ + $-N高盐模拟废水(${\rm{NH}}_4^ + $-N 30 mg·L^?1、盐度3%)主要含有0.115 g·L^?1 NH₄Cl、1.70 g·L^?1 C₂H₃NaO₂·3H₂O、30 g·L^?1 NaCl、1.50 g·L^?1 KH₂PO₄、7.90 g·L^?1 K₂HPO₄ ·3H₂O、0.10 g·L^?1 MgSO₄ ·7H₂O、2 mL微量元素溶液以及pH 为7.0~7.3。
含${\rm{NO}}_3^ - $-N高盐模拟废水(${\rm{NO}}_3^ - $-N 140 mg·L^?1、盐度3%)主要含有1.01 g·L^?1 KNO₃、7.92 g·L^?1 C₂H₃NaO₂·3H₂O、30 g·L^?1 NaCl、1.50 g·L^?1 KH₂PO₄、7.90 g·L^?1 K₂HPO₄ ·3H₂O、0.10 g·L^?1 MgSO₄ ·7H₂O、2 mL微量元素溶液以及pH 为7.0~7.3。
微量元素溶液主要包括63.70 g·L^?1 Na₂EDTA、5.50 g·L^?1 CaCl₂、3.90 g·L^?1 ZnSO₄·7H₂O、5.06 g·L^?1 MnCl₂·4H₂O、5.00 g·L^?1 FeSO₄·7H₂O、1.00 g·L^?1 Na₂MoO₄·2H₂O、1.01 g·L^?1 CuSO₄、1.61 g·L^?1 CoCl₂·6H₂O以及pH 7.0。

1.2. HNBAF系统对模拟含盐废水的脱氮性能

实验所用的曝气生物滤池为一个高50 cm、直径15 cm的有机玻璃圆筒，圆筒内装牡蛎壳填料，其粒径为3~5 cm，高度约30 cm，孔隙率约为80%。曝气生物滤池放置于恒温水浴箱，保持反应容器内温度为(25 ±1) ℃。利用曝气增氧机从反应器底部连续充入空气，保持溶解氧含量为3~4 mg·L^?1[25-26]。该反应器接种本实验室筛选到的嗜盐异养硝化-好氧反硝化海洋菌株Vibrio diabolicus SF16^[25]，并进行挂膜，构建异养硝化型曝气生物滤池(HNBAF)系统。该HNBAF系统正常稳定运行超过0.5 a之后，对其开展脱氮性能测试。
1) HNBAF系统对含${\rm{NH}}_4^ + $-N高盐模拟废水的脱氮性能测试。将2.5 L含${\rm{NH}}_4^ + $-N高盐模拟废水(${\rm{NH}}_4^ + $-N 30 mg·L^?1、盐度3%)装入上述曝气生物滤池内，运行8 h，每隔2 h取1次水样，测定${\rm{NH}}_4^ + $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、NH₂OH-N的质量浓度，考察HNBAF系统对${\rm{NH}}_4^ + $-N的去除及其中间产物${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、NH₂OH-N的积累情况。
2) HNBAF系统对硝化反应中间产物(${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、NH₂OH-N)的利用测试。分别处理2.5 L 高盐含${\rm{NH}}_4^ + $-N模拟废水(${\rm{NH}}_4^ + $-N 30 mg·L^?1、盐度3%)，待处理2 h后，分别添加0.099 g NaNO₂(${\rm{NO}}_2^ - $-N 8 mg·L^?1)、0.144 g KNO₃(${\rm{NO}}_3^ - $-N 8 mg·L^?1)和0.099 g NH₂OH·HCl(NH₂OH-N 8 mg·L^?1)，每批次运行生物滤池8 h，每隔2 h取1次水样，测定${\rm{NH}}_4^ + $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、NH₂OH-N的质量浓度变化情况。
3)HNBAF系统对高盐含${\rm{NO}}_3^ - $-N模拟废水的脱氮性能研究。将2.5 L高盐含${\rm{NO}}_3^ - $-N模拟废水(${\rm{NO}}_3^ - $-N 140 mg·L^?1、盐度3%)，装入上述HNBAF系统，运行10 h，每隔2 h取1次水样，测定水样${\rm{NH}}_4^ + $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、NH₂OH-N的含量，考察HNBAF系统对${\rm{NO}}_3^ - $-N的去除及其中间产物${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NH}}_4^ + $-N、NH₂OH-N的积累情况。

1.3. 利用稳定同位素示踪技术测定气态产物

分别从上述正常稳定运行的曝气生物滤池中刮取15 g生物膜，移至标记为A、B、C的3个500 mL锥形瓶中，设计3组实验。其中，标记A、B的锥形瓶各倒入300 mL含${\rm{NH}}_4^ + $-N高盐模拟废水，标记C的锥形瓶倒入300 mL含${\rm{NO}}_3^ - $-N高盐模拟废水，并分别向标记A、B、C的锥形瓶添加0.012 g Na¹⁵NO₂、0.016 g K¹⁵NO₃和0.045 g Na¹⁵NO₂；再向3个锥形瓶通入充足高纯氧后将瓶口密封；之后将3个锥形瓶放置于摇床上，在温度30 ℃、转速120 r·min^?1的条件下振荡培养6 h后，用注射器分别从3个锥形瓶抽取气体样品，密闭保存于气体采样瓶，随后利用美国热电-菲尼根(Thermo Finnigan)公司生产的MAT-253型稳同位素质谱仪测定气体样品 N₂O、N₂中的¹⁵N丰度。为获得准确和精密的结果，需同时测定N₂O、N₂参比气体。每隔30 s连续3次向质谱仪离子源送入N₂O、N₂参比气体，设定2号峰为标准样品峰。仪器的系统控制、数据采集和数据评价均由ISODATNT计算软件完成。

1.4. 水质测定方法

各项水质检测指标均参考《水和废水检测分析方法》^[27]规定的方法进行测定：${\rm{NH}}_4^ + $-N采用纳氏试剂分光光度法测定；${\rm{NO}}_3^ - $-N采用紫外分光光度法测定；${\rm{NO}}_2^ - $-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定；NH₂OH-N采用硫酸铁铵-邻菲啰啉分光光度法测定。

2.1. HNBAF系统对含${\rm{NH}}_4^ + $-N高盐废水的脱氮性能

以氯化铵为唯一氮源，考察HNBAF系统对模拟高盐废水中${\rm{NH}}_4^ + $-N的去除情况以及NH₂OH-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累情况，结果见图1。由图1可以看出，在前6 h内，随着反应的进行，HNBAF系统内废水${\rm{NH}}_4^ + $-N质量浓度明显下降，并在6 h后趋于稳定；在第8 h，${\rm{NH}}_4^ + $-N的去除率最高可达到99.77%。在 ${\rm{NH}}_4^ + $-N代谢过程中，硝化反应中间产物NH₂OH、${\rm{NO}}_3^ - $-N等均有产生，但未检测到明显${\rm{NO}}_2^ - $-N的积累。${\rm{NH}}_4^ + $-N首先在氨加氧酶(ammonia monooxygenase, AMO)的催化作用下氧化为NH₂OH-N，使得废水中的NH₂OH-N质量浓度上升，然后NH₂OH-N经羟胺氧化酶(hydroxylamine oxidoreductase，HAO)催化作用下被迅速降解^[28-29]，在第8 h 时，NH₂OH积累量仅为0.07 mg·L^?1。${\rm{NO}}_3^ - $-N质量浓度呈现先迅速上升后逐渐降低的趋势，其中，在前2 h内由于${\rm{NH}}_4^ + $-N转化为NH₂OH-N，进而生成${\rm{NO}}_3^ - $-N，使得${\rm{NO}}_3^ - $-N迅速积累；2 h后由于反硝化作用逐渐将前期积累的${\rm{NO}}_3^ - $-N降解，在第8 h 时，${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累量下降至 1.47 mg·L^?1。

2.2. HNBAF系统对硝化反应中间产物NH₂OH-N的利用

为了考察HNBAF系统对硝化反应中间产物NH₂OH-N的利用情况，将含${\rm{NH}}_4^ + $-N高盐模拟废水(${\rm{NH}}_4^ + $-N 30 mg·L^?1)处理2 h后再添加8 mg·L^?1 NH₂OH-N，并分析HNBAF系统在8 h内对${\rm{NH}}_4^ + $-N的去除以及NH₂OH-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累情况，结果见图2。由图2可以看出，在2 h时投加NH₂OH-N后，NH₂OH-N在羟胺氧化酶作用下被迅速代谢，但${\rm{NH}}_4^ + $-N的质量浓度有所回升，4 h后随着NH₂OH-N的质量浓度降至较低值(1.11 mg·L^?1)后，氨氮的质量浓度又呈现降低的趋势。这说明NH₂OH-N和${\rm{NH}}_4^ + $-N可以相互转化，外加NH₂OH-N会抑制氨氮的降解，且存在外加NH₂OH-N前后，几乎一直未检测到明显${\rm{NO}}_2^ - $-N的积累，而外加NH₂OH-N后，${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度呈现先略升高后又下降的现象，这类似于以${\rm{NH}}_4^ + $-N为唯一氮源时的${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累情况。有研究结果^[30-31]表明，NH₂OH-N作为短程硝化的中间产物，NH₂OH-N的投加会造成亚硝氮积累。本研究发现，在外加NH₂OH-N前后，几乎一直未检测到明显${\rm{NO}}_2^ - $-N的积累。这是由于曝气生物滤池内脱氮菌具有异养硝化-好氧反硝化脱氮性能。综合上述结果可以推测，HNBAF系统对NH₂OH-N的代谢途径为NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N，期间还伴随着NH₂OH-N和${\rm{NH}}_4^ + $-N之间的相互转化^[32]。

2.3. HNBAF系统对硝化反应中间产物${\rm{NO}}_2^ - $-N的利用情况

为了考察HNBAF系统对硝化反应中间产物${\rm{NO}}_2^ - $-N的利用情况，将含${\rm{NH}}_4^ + $-N的高盐模拟废水(${\rm{NH}}_4^ + $-N 30 mg·L^?1)处理2 h后，再添加8 mg·L^?1 ${\rm{NO}}_2^ - $-N，并分析该HNBAF系统8 h内对${\rm{NH}}_4^ + $-N的去除以及NH₂OH-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累情况，结果见图3。由图3可以看出，在第2 h时投加${\rm{NO}}_2^ - $-N后，${\rm{NH}}_4^ + $-N的降解未受到影响，而${\rm{NO}}_2^ - $-N迅速降解，直到4 h时${\rm{NO}}_2^ - $-N几乎被完全代谢。在整个8 h内，NH₂OH-N的积累量与以NH₄Cl为唯一氮源时情况基本相同，始终处于较低值(0.83~1.49 mg·L^?1)。这说明外加${\rm{NO}}_2^ - $-N基本不会对NH₂OH-N的代谢产生影响。随着${\rm{NO}}_2^ - $-N的加入，${\rm{NO}}_3^ - $-N的质量浓度呈先上升后下降的趋势，这说明存在${\rm{NO}}_2^ - $-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N的代谢途径，由于${\rm{NO}}_2^ - $-N消耗量远大于${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累量，表明外加${\rm{NO}}_2^ - $-N仅有少量转化为${\rm{NO}}_3^ - $-N，绝大部分${\rm{NO}}_2^ - $-N是通过异养反硝化转化为气态氮(N₂O和N₂)。

2.4. HNBAF系统对硝化反应中间产物${\rm{NO}}_3^ - $-N的利用情况

为了考察HNBAF系统对硝化反应中间产物${\rm{NO}}_3^ - $-N的利用情况，将含${\rm{NH}}_4^ + $-N的高盐模拟废水(${\rm{NH}}_4^ + $-N 30 mg·L^?1)处理2 h后，再添加8 mg·L^?1 ${\rm{NO}}_3^ - $-N，并分析该HNBAF系统在8 h内对${\rm{NH}}_4^ + $-N的去除以及NH₂OH-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N的积累情况，结果见图4。由图4可知，在实验第2 h时加如${\rm{NO}}_3^ - $-N后，仅经过 2 h后，${\rm{NO}}_3^ - $-N由10.19 mg·L^?1迅速降至3.51 mg·L^?1，同时${\rm{NO}}_2^ - $-N积累量由0.04 mg·L^?1升高至2.15 mg·L^?1，且加入的${\rm{NO}}_3^ - $-N未影响到${\rm{NH}}_4^ + $-N的正常降解。这说明部分${\rm{NO}}_3^ - $-N通过反硝化生成${\rm{NO}}_2^ - $-N，${\rm{NH}}_4^ + $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N的降解并未发生竞争关系。在实验4 h 后，${\rm{NO}}_2^ - $-N质量浓度呈现迅速下降的趋势，这说明${\rm{NO}}_2^ - $-N可通过反硝化作用转化为气态氮(N₂O、N₂)。${\rm{NH}}_4^ + $-N氧化生成的NH₂OH-N浓度先升高而后下降，但NH₂OH-N积累量在8 h内始终处于较低值，这与以${\rm{NH}}_4^ + $-N为唯一氮源时观察到的现象相似，表明${\rm{NH}}_4^ + $-N氧化为NH₂OH-N的量仅略高于硝化过程消耗NH₂OH-N的量，即外加${\rm{NO}}_3^ - $-N基本不影响NH₂OH-N的正常代谢。

2.5. HNBAF系统对含${\rm{NO}}_3^ - $-N高盐废水脱氮性能的影响

为了考察HNBAF系统的好氧反硝化性能，以KNO₃为唯一氮源，分析该HNBAF系统8 h内对${\rm{NO}}_3^ - $-N的去除以及${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NH}}_4^ + $-N、NH₂OH-N的积累情况，结果见图5。由图5可知，随着生物膜好氧反硝化反应的进行，前6 h废水${\rm{NO}}_3^ - $-N质量浓度呈明显下降趋势；6 h 后趋于稳定，在10 h内${\rm{NO}}_3^ - $-N质量浓度由140 mg·L^?1降至4.53 mg·L^?1，${\rm{NO}}_3^ - $-N去除率达到96.76%，同时，在${\rm{NO}}_3^ - $-N去除过程中，检测到${\rm{NO}}_2^ - $-N、NH₂OH、${\rm{NH}}_4^ + $-N等产物的积累。其中，${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度呈现先升高而后降低的趋势，这是由于前6 h高浓度${\rm{NO}}_3^ - $-N在活性较高的硝酸盐还原酶(nitrite reductase, Nir)作用下快速反硝化转化为${\rm{NO}}_2^ - $-N，而6 h后在低浓度${\rm{NO}}_3^ - $-N条件下${\rm{NO}}_2^ - $-N在亚硝酸盐还原酶(nitrous oxide reductase, Nos)的作用下迅速反硝化转化气态产物^[33-34]，导致在10 h时${\rm{NO}}_2^ - $-N质量浓度下降至2.61 mg.L^?1。虽然部分${\rm{NO}}_3^ - $-N由于生物膜同化作用转化为NH₂OH-N，再转化为${\rm{NH}}_4^ + $-N以供自身生长繁殖，但10 h时${\rm{NH}}_4^ + $-N、NH₂OH-N积累量极低(${\rm{NH}}_4^ + $-N 0.04 mg·L^?1、NH₂OH-N 0.05 mg·L^?1)，这表明HNBAF系统具有良好的好氧反硝化能力。

2.6. 利用稳定同位素示踪方法测定气态产物

表1为HNBAF系统中的生物膜对3组模拟废水处理所产生的N₂O、N₂的¹⁵N丰度检测结果。由表1可知，当生物膜以Na¹⁵NO₂和K¹⁵NO₃作为氮源时，所产生含氮气体样品中N₂O和N₂的δ¹⁵N值都大于0，该结果中有标记¹⁵N的N₂O和N₂产生，这表明HNBAF系统中的生物膜能够通过好氧反硝硝化作用将${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N转化为N₂O和N₂。由表1可以看出，当A、C实验组以Na¹⁵NO₂为氮源时，气态产物样品N₂O的δ¹⁵N值相等，且高于N₂的δ¹⁵N值，这说明${\rm{NO}}_2^ - $-N转化的气态产物(N₂O、N₂)中N₂O占比更高；B组实验气态产物N₂O的δ¹⁵N值是另外2组实验(A组、C组)的4倍，这可能是由于${\rm{NO}}_3^ - $-N好氧反硝化转化N₂O，而一部分${\rm{NO}}_2^ - $-N硝化转化为${\rm{NO}}_3^ - $-N，一部分${\rm{NO}}_2^ - $-N通过好氧反硝化为N₂O，这与2.3节中报告的结果一致。

2.7. HNBAF系统的脱氮途径

根据本实验中HNBAF系统在脱氮过程中废水中${\rm{NH}}_4^ + $-N、NH₂OH-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N的质量浓度变化情况，并结合¹⁵N稳定同位素示踪气态产物N₂O和N₂的结果可知：当HNBAF系统在以${\rm{NH}}_4^ + $-N为唯一氮源进行氮代谢过程中，可产生NH₂OH、${\rm{NO}}_3^ - $-N，但未检测到明显${\rm{NO}}_2^ - $-N的积累。这表明${\rm{NH}}_4^ + $-N代谢存在着${\rm{NH}}_4^ + $-N→NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N的步骤。当${\rm{NH}}_4^ + $-N模拟废水外加NH₂OH-N后，NH₂OH-N迅速代谢，${\rm{NH}}_4^ + $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N质量浓度均先回升高后下降，且几乎未检测到明显${\rm{NO}}_2^ - $-N的积累，这表明存在NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N的代谢过程，NH₂OH-N和${\rm{NH}}_4^ + $-N相互转化(NH₂OH-N?${\rm{NH}}_4^ + $-N)。当在${\rm{NH}}_4^ + $-N模拟废水中外加${\rm{NO}}_2^ - $-N后，${\rm{NO}}_2^ - $-N快速降解，${\rm{NO}}_3^ - $-N质量浓度呈现先升高后下降趋势，${\rm{NH}}_4^ + $-N和NH₂OH-N的降解未受到${\rm{NO}}_2^ - $-N加入的影响，这表明${\rm{NO}}_2^ - $-N代谢存在${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O/N₂的步骤，同时伴随${\rm{NO}}_2^ - $-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N。当${\rm{NH}}_4^ + $-N模拟废水外加${\rm{NO}}_3^ - $-N后，${\rm{NO}}_3^ - $-N迅速降解，${\rm{NO}}_2^ - $-N质量浓度呈现先升高后下降趋势，同时外加${\rm{NO}}_3^ - $-N基本不影响${\rm{NH}}_4^ + $-N和NH₂OH-N的正常降解，这表明${\rm{NO}}_3^ - $-N代谢存在${\rm{NO}}_3^ - $-N→${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O/N₂的代谢路径。当HNBAF系统在以${\rm{NO}}_3^ - $-N为唯一氮源进行氮代谢过程中，不仅产生大量${\rm{NO}}_2^ - $-N，还会产生少量的NH₂OH和${\rm{NH}}_4^ + $-N，这表明${\rm{NO}}_3^ - $-N的代谢主要途径为反硝化反应${\rm{NO}}_3^ - $-N→${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O/N₂，且伴随有同化作用${\rm{NO}}_3^ - $-N→NH₂OH-N→${\rm{NH}}_4^ + $-N。
综上所述，HNBAF系统对高盐废水中${\rm{NH}}_4^ + $-N、NH₂OH-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N的去除主要包括硝化作用、好氧反硝化作用和同化作用。其中，${\rm{NH}}_4^ + $-N的硝化途径为${\rm{NH}}_4^ + $-N→NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N；NH₂OH-N的硝化途径为NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N；NH₂OH-N的同化作用途径为NH₂OH-N→${\rm{NH}}_4^ + $-N；${\rm{NO}}_2^ - $-N的硝化-好氧反硝化途径为${\rm{NO}}_3^ - $-N←${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O/N₂；${\rm{NO}}_3^ - $-N的好氧反硝化途径为${\rm{NO}}_3^ - $-N→${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O→N₂；${\rm{NO}}_3^ - $-N的同化作用途径为${\rm{NO}}_3^ - $-N→NH₂OH-N→${\rm{NH}}_4^ + $-N。
因此，可以总结推导出本研究中的HNBAF系统处理高盐废水的主要脱氮途径为：在好氧条件下先通过硝化作用将${\rm{NH}}_4^ + $-N氧化为NH₂OH-N，再将NH₂OH-N转化为${\rm{NO}}_3^ - $-N；然后，通过好氧反硝化作用将${\rm{NO}}_3^ - $-N转化为${\rm{NO}}_2^ - $-N，进而转化为N₂O和N₂等含氮气体，即${\rm{NH}}_4^ + $-N→NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N→${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O/N₂。而${\rm{NO}}_3^ - $-N和${\rm{NO}}_2^ - $-N作为硝化和反硝化的偶联物质在好氧生物膜的作用下可以进行相互转化，NH₂OH-N和${\rm{NH}}_4^ + $-N也可以相互转化。

1)当NH₄Cl作为唯一氮源时，该HNBAF系统对模拟高盐废水中的 ${\rm{NH}}_4^ + $-N去除率最高可达到99.77%，${\rm{NO}}_3^ - $-N和NH₂OH-N等中间产物积累量极低，且未检测到明显${\rm{NO}}_2^ - $-N的积累；外加入中间产物NH₂OH-N对${\rm{NH}}_4^ + $-N的去除产生抑制，而加入中间产物${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N基本不影响${\rm{NH}}_4^ + $-N的降解；当以KNO₃为唯一氮源时，该HNBAF系统对模拟高盐废水中的 ${\rm{NO}}_3^ - $-N去除率最高达到96.76%，${\rm{NH}}_4^ + $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N和NH₂OH-N等产物积累量低。因此，该HNBAF系统不仅能够高效异养硝化脱氨，同时还通过好氧反硝化途径具有高效脱氮的能力。
2)当分别以NH₄Cl+Na¹⁵NO₂、NH₄Cl+K¹⁵NO₃、KNO₃+Na¹⁵NO₂为氮源时，均可同时检测到¹⁵N₂O和¹⁵N₂，说明HNBAF系统中的生物膜能够通过好氧反硝硝化作用将${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N转化为N₂O和N₂。
3) HNBAF系统对高盐废水中${\rm{NH}}_4^ + $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N和NH₂OH-N的去除主要包括硝化作用、好氧反硝化作用和同化作用，主要脱氮途径为${\rm{NH}}_4^ + $-N→NH₂OH-N→${\rm{NO}}_3^ - $-N→${\rm{NO}}_2^ - $-N→N₂O/N₂；NH₂OH-N和${\rm{NH}}_4^ + $-N之间以及${\rm{NO}}_3^ - $-N和${\rm{NO}}_2^ - $-N之间均可以相互转化。

参考文献 (34)