藻菌共生體系對鎮江市金山湖湖水的異位修復模擬研究

劉學卿，鄭 佩，陳芳艷，盛建國，成小鋒，唐玉斌

(1.鎮江市環境監測中心站，江蘇鎮江212004)(2.長安大學環境科學與工程學院，陜西西安710054)(3.江蘇科技大學生物與化學工程學院，江蘇鎮江212018)(4.鎮江市水利投資公司，江蘇鎮江212013)

湖泊富營養化是指大量氮、磷等營養物質進入湖泊水體，致使水體中藻類及其他水生生物異常繁殖、水體透明度降低、溶解氧含量下降、自凈能力減弱、水質惡化的現象［1］.富營養化帶來的直接環境影響是湖泊生態系統遭到破壞使得水質惡化，而水質惡化會對人類健康造成潛在威脅并帶來直接或間接經濟損失［2］.

目前，我國發生富營養化的湖泊面積達5000km2，據《20l1年中國環境狀況公報》公布，輕度和中度富營養狀態的湖泊(水庫)占53.8%，重度富營養狀態的湖庫占46.2%［7］.根據目前湖泊水體污染速度，預計到2015年，我國發生富營養化的湖泊面積將達 6700km2［3］.

金山湖位于江蘇省鎮江市西北部，緊鄰金山寺，是集防洪、休憩、旅游及水環境改善等功能于一體的城市湖泊，水面面積約為1.08 km2.隨著2009年控源截污工程以及內江清淤工程的完工，湖水水質一度得到改善，被列為鎮江市應急水源地.但受各種面源、點源污染的影響，金山湖水體富營養化程度較高，已接近重度富營養化水平.如何有效地去除金山湖水體中的氮、磷和有機質，降低富營養化程度，已成為鎮江市人民急需解決的任務［4］.

治理湖泊富營養化就是要解決水體氮、磷等營養鹽含量過高的問題，通常采取外源污染控制和內源污染控制相結合的方法解決.消除內源污染的措施主要有物理方法、化學方法和生物方法，其中生物方法具有成本低、效果好等優點，已日益受到重視［5］.在生物方法中，人們更傾向于采用藻菌共生系統去除湖水中的氮和磷.在光照條件下，藻類通過光合作用利用CO2和N、P等營養物質，合成自身細胞物質并放出O2，同時減少曝氣量，節省能源［6］.好氧細菌則利用 O2對有機污染物進行分解、轉化，產生CO2和營養物質，以維持藻類的生長繁殖，減輕溫室氣體的排放［7，8］，如此循環往復，從而實現湖水的生物凈化.

文中采用菌藻共生系統對鎮江市金山湖湖水進行異位修復模擬研究，旨在為金山湖富營養化湖水的生物修復提供參考.

1 材料與方法

1.1 主要材料

1.1.1 試劑

實驗所用試劑均為分析純，國藥集團化學試劑有限公司生產.

1.1.2 實驗藻種與活性污泥

由于活性污泥中含有多種脫氮除磷細菌群，因此試驗所用細菌用活性污泥代替.活性污泥取自鎮江市京口區污水處理廠曝氣池，置離心管中靜置30 min，在3000r/m下離心10min后，棄去上清液，再用無菌水沖洗沉淀，離心兩次，濃縮備用.

實驗用普通小球藻、柵藻、銅綠微囊藻、聚球藻均購自中科院武漢水生生物研究所藻種庫，藻種經擴大培養至對數生長期備用.

1.1.3 培養溶液

用蒸餾水配制培養基.配方如下:檸檬酸，0.006 g/L;檸 檬 酸 鐵 銨，0.006 g/L;NaNO3，1.5g/L;K2HPO4·3H2O，0.04 g/L;MgSO4·7H2O，0.075 g/L;CaCl2·2H2O，0.036g/L;EDTA，0.001g/L;Na2CO3，0.02 g/L;H3BO3，2.86 mg/L;MnCl2·H2O，1.81 mg/L;ZnSO4·7H2O，0.222 mg/L;CuSO4·5H2O，0.079 mg/L;Na2MoO4·2H2O，0.390 mg/L;Co(NO3)2·6H2O，0.049mg/L.1.1.4 模擬湖水

為避免實際湖水中眾多不確定因素對實驗結果的干擾，本實驗在不含氮磷的BG11培養基基礎上，另加NH4Cl，K2HPO4和葡萄糖配制與實際湖水指標相近的模擬湖水進行實驗.其主要指標為COD 35 mg/L，TN 2.35 mg/L，TP 0.35 mg/L 及其他微量元素，pH值控制在7.5左右.文中如未特殊說明，實驗用水均為模擬湖水.

1.1.5 主要儀器

紫外/可見分光光度計，UV754N型(上海精密科學儀器有限公司);立式壓力蒸汽滅菌器(上海博訊實業有限公司醫療設備廠);HBA-100標準COD消解器(江蘇江環分析儀器有限公司);光照培養箱(上海一恒科技有限公司);25mm×16 mm規格血球計數板;光學顯微鏡.

1.2 實驗方法

1.2.1 藻類的培養

所有器皿均經高壓蒸汽滅菌后使用，實驗操作均在超凈工作臺上進行.用移液槍將一定量的藻種接種于含100mL無菌培養基的250mL錐形瓶中，調節pH值至7.0左右，搖晃均勻，在光照培養箱中培養，培養溫度為白天25℃，晚間23℃，光照強度約為3000lx，光暗比為12h∶12h.

1.2.2 分析項目與測定方法

文中主要測定TN，TP，COD和藻密度等指標，每個指標值按每次3組平行樣測定，將藻液離心10min(4000r/min，4 ℃)，用0.45μm 濾膜過濾上清液，測定方法如下:

總氮的測定，采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法GB11894-89;

總磷的測定，鉬銻抗分光光度法(GB11893-87);

COD的測定:采用重鉻酸鉀法(GB11914-87);

藻密度的測定:采用血球板計數法，顯微鏡倍數為×400;

藻類生長曲線的測定:將藻種接種到液體培養基中，每隔24 h取樣，計算藻的數量，以藻的數量為縱坐標，以生長時間為橫坐標，得生長曲線.

1.2.3 初始藻密度對小球藻去除氮磷和有機物效果的影響

設定優勢藻種的初始密度分別為105，106，5×106和107個/mL，取250 mL錐形瓶12只，分別加入100 mL模擬湖水，將經離心后的不同藻密度的優勢藻種投入水中，每組3個平行樣，每隔一段時間將模擬湖水離心10 min(4000 r/min，4℃)后，用0.45 μm濾膜過濾上清液后測定TN，TP和COD.1.2.4 最佳藻菌體積比的確定

將藻種和活性污泥分別按體積比2∶1，1∶1，2∶3，1∶2 和2∶5 離心濃縮 (3000 r/min，10 min)，經無菌蒸餾水洗滌，離心2次，去除吸附在藻細胞以及活性污泥表面的氮和磷.取250 mL錐形瓶15只，分別加入100 mL模擬湖水，將經過離心后的藻種和活性污泥投入水中，每組3個平行樣，72h后將模擬湖水離心10min(4000r/min，4℃)后，用0.45μm濾膜過濾上清液后測定TN，TP和COD.

2 結果與討論

2.1 優勢藻種的篩選

圖1為初始密度相近的4種藻在模擬湖水中的生長曲線.

圖1 4種藻在模擬湖水中的生長曲線Fig.1 Growth curves of the four kinds of algae in simulated lake water

從圖1可見，歷經3 d，小球藻、柵藻、銅綠微囊藻和聚球藻的藻密度均有一定程度的增長，生長趨勢與在實驗中觀察到的藻液顏色由淺變深的現象一致.柵藻、銅綠微囊藻和聚球藻在湖水中相繼出現不同程度的死亡現象，有淡黃色死亡藻體沉于瓶底，柵藻的死亡最為嚴重，聚球藻次之.實驗結束后，小球藻、柵藻和銅綠微囊藻的藻密度分別增長320萬個/mL，173萬個/mL和51萬個/mL，聚球藻的藻密度則減少了24萬個/mL.其中小球藻的生長曲線最符合Logistic生長曲線［9］，2 d內即能適應模擬湖水環境，隨后進入對數生長期和穩定期.由此可見小球藻對模擬湖水的適應能力最好，其他3種藻的適應能力較差.

圖2為4種藻類對模擬湖水中TN，TP和COD的去除效果，圖中Q為TN、TP、COD的含量.

圖2 4種藻對模擬湖水中氮，磷和COD的去除效果Fig.2 Removal rate of TN，TP and COD in simulated lake water by the four kinds of algae

從圖2a)可見，4種藻均可不同程度地去除模擬湖水中的氮，其中小球藻和柵藻對TN的去除效果相當，分別達到58.3%和63.2%，明顯高于其他兩種藻.從圖2b)可以看出，歷時3 d，小球藻和柵藻對TP的去除率分別達到98%和100%，也明顯高出另外兩種藻的除磷效率.由此可見，不同藻類對氮、磷的去除能力不同，其中小球藻和柵藻效果相當，銅綠微囊藻次之，聚球藻較差.

從圖2c)可見，4種藻均可不同程度降低湖水中的COD，歷時6d，小球藻、柵藻、綠微囊藻和聚球藻對模擬湖水中COD的去除率分別達到77.8%，64.0%，66.0% 和 92.1%.其去除能力大小順序為:聚球藻＞小球藻＞銅綠微囊藻＞柵藻，這一順序與氮磷的去除效果不同，說明藻類對營養的吸收利用具有選擇性.隨著反應的進行，柵藻、銅綠微囊藻和聚球藻所在實驗組的COD均有上升趨勢，其原因可能在于這3種藻均有死亡現象，死亡的藻體又作為天然有機物進入模擬水體，增加了COD濃度［9］.

綜上所述，小球藻、柵藻對TP的去除效果最好，3 d內分別達到98%和100%，對TN的去除效果相當.但由圖1可知，柵藻對湖水的適應能力不如小球藻，生長曲線與小球藻不同步，3 d之后進入衰亡期，在模擬湖水中的使用周期較短，大量死亡的柵藻細胞會增大模擬湖水中氮、磷和有機物的負荷，因此必須及時分離出來以免造成二次污染;且柵藻細胞體積比小球藻大得多，小球藻更易通過提高密度的方法強化氮磷去除效果［6］.銅綠微囊藻和聚球藻對TN、TP和COD的去除效果均不如小球藻.綜合考慮4種藻對TN、TP和COD的去除效果以及對模擬湖水的適應能力，文中選擇小球藻作為優勢藻種進行后續實驗.

2.2 初始藻密度對氮、磷和COD去除效果的影響

圖3是不同初始密度下小球藻對模擬湖水中TP，TN和COD的去除效果，圖中Q為TP、TN、TQ的含量.

由圖3a)可見，初始密度為105個/mL的小球藻對TP的去除速率和去除效率最小，初始密度為106個/mL的次之，其他兩種不同初始密度的小球藻對TP的去除速率和去除效率大致相當.不同初始密度的小球藻對TN和COD的去除也呈現與TP的去除相同的規律(圖3b)和圖3c)).總體來說，小球藻對TP，TN和COD的去除率隨著初始密度的增加而增大.初始密度的大小影響小球藻的生長和對TN，TP以及COD的去除效果.初始密度過小，生長緩慢，去除效果差，較大的初始密度有利于小球藻生長，去除效果好，但初始密度過高會使藻類生長過快，從而導致營養匱乏，部分藻細胞死亡，成為天然的有機污染物，使COD濃度增大;而且藻密度過大，藻細胞之間會相互遮光，降低光合作用效率［9］.

圖3 不同初始密度下小球藻對湖水中氮磷和COD的去除Fig.3 Removal of TN，TP and COD in simulated lake water by chlorella with different initial cell densities

表1為不同初始密度小球藻培養3d后對TN，TP和COD的去除效果.綜合圖3及表1可知，初始密度為5×106個/mL和1×107個/mL的小球藻對TN，TP和COD的去除率基本相當，且明顯優于其他兩組低密度的小球藻.從單個藻體的去除效率來看，初始密度為5×106個/mL的小球藻比1×107個/mL的小球藻更優，且減少了實驗成本，降低了對環境的二次污染.故文中選取的初始密度為5×106個/mL.

表1 不同初始密度小球藻培養3d后對TN，TP和COD的去除效果Table 1 Removal of TN，TP and COD after cultured 3d by chlorella with different initial cell densities

2.3 最佳藻菌體積比的確定

藻菌共生系統中藻和菌的數量配比不可忽視，應與生物群落組成一樣看成是生態系統結構內容的重要組成部分［10］.不同的藻菌按任一比例混合培養，在特定環境條件下，都可能隨著時間的推移達到一個生態平衡，但其中必定有一種比例是最優化的，它能使生態系統發揮出最佳作用［11］.

文中按照表2所示藻菌體積比進行試驗.將小球藻和活性污泥分別離心濃縮(3 000 r/min，10 min)，經無菌蒸餾水洗滌，離心2次，以去除吸附在藻細胞以及活性污泥表面的氮和磷，投入模擬湖水中，每組3個平行樣，72h后TN，TP和COD的去除效果見圖4，去除率用R表示.由圖4a)和圖4b)可知，72 h內5組實驗對模擬湖水的脫氮效果為4＞2＞3＞1＞5，除磷效果為4＞3＞2＞5＞1.

72 h內4對氮磷的去除率分別達到62.4%和97.2%.與相同密度單一藻類脫氮除磷效果相比提高了7.4%和1%.由圖4c)可以看出4，5對模擬湖水的 COD去除率較高，分別達到 96.5%和96.2%，明顯優于其他3組，比單一小球藻COD去除率高約40%，因此選擇4的藻菌體積比1∶2作為最佳藻菌體積比.

表2 實驗號與藻菌體積比Table 2 Experimental number and ratio of algae to sludge

圖4 72 h后菌藻共生體系對TN，TP和COD的去除效果Fig.4 Removal of TN，TP and COD in simulated lake water by algae-bacteria symbiotic system after 72 hours

3 結論

1)小球藻、柵藻、銅綠微囊藻和聚球藻對模擬湖水中TN、TP和COD均有不同程度的去除效果，其中小球藻對模擬湖水的適應能力最強，為優勢藻種.接種小球藻的最佳初始密度為5×106個/mL，在該條件下，小球藻對模擬湖水中TN、TP和COD去除率相對較高，分別可達56.2%，96.0%和55.0%.

2)藻菌共生系統中最佳藻菌體積比為1∶2，在此條件下，歷時72 h，模擬湖水中TN，TP和COD的去除率分別達到62.4%，97.2%和96.2%，表明藻菌共生體系在對富營養化湖水的異位修復方面具有較大的應用潛力.

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