城市化的快速发展以及现代农业中化肥的广泛使用，产生了大量具有高含量氮、磷及有机物的污水，污水的直接排放造成严重的水污染，给城市和农业用水带来较大的威胁[1-3]。生活污水传统的处理方法主要是絮凝、吸附、膜分离、生物降解等[4-7]。絮凝是利用铝盐等絮凝剂通过静电、网捕架桥等作用将水体中的大分子、带电物质絮凝沉淀，实现污水净化[4]。然而，絮凝剂处理效果不佳且会产生大量污泥，造成二次污染[8]。吸附和膜分离是新型高效的水处理手段，但易被污染，难以循环利用，运行成本较高[9]。生物降解主要通过细菌的厌氧、好氧等过程实现对污染物的降解，但该技术对于氨氮等降解效果不佳，具体表现为降解效率较低、占地面积大并且会产生剩余污泥[10]。因此，寻找一种绿色、简洁的水处理方法十分必要。
近年来，众多学者利用微藻所具有的一系列优点，如在水中繁殖迅速、以C/N/P等物质为原料进行生长繁殖、可进行光合作用产氧从而补充水体中的溶解氧等，将其应用于污水处理过程中[11-13]。OSWALD和GOTAAS[14]在1957年首先提出可以利用微藻以含碳氮磷污染物为营养基质生长的特点进行污水净化。朱新曼等[15]研究了莱茵微藻对污水处理厂出水氮磷的处理效果，结果显示污水中总磷、总氮和化学需氧量(COD)的7 d的去除效率分别达到98.7%、72.6%和81.5%，但并未研究不同藻类及藻类投加量对污水的处理效果。黄健和唐世刚[16]将微藻负载到膜生物反应器上，发现反应器对COD去除效率达到90%，对总磷和总氮的去除效率较传统的膜生物反应器高10%和19%左右。宋培学等[17]研究小球藻、栅藻、衣藻对生活污水中磷酸盐、氨氮、亚硝酸盐的处理效率，结果显示小球藻对氨氮处理效果较好，而衣藻对亚硝酸盐的处理效果最好，达到75%.
本研究选取四尾栅藻和蛋白核小球藻处理模拟生活污水原水，研究其对COD、氨氮、总磷和总氮等指标的影响。同时，探究了微藻种类、投加量、处理时间对模拟原水的影响规律，并对微藻的微观形貌、处理模拟原水前后表面化学特征官能团等进行表征，揭示两种不同微藻对模拟生活原水的处理性能，为微藻在污水处理中的应用提供理论支持和参考。
1 实验部分
1.1 材料与试剂
实验用到的四尾栅藻和蛋白核小球藻均为实验室自有藻种；硝酸钠(优级纯购自天津市大茂化学试剂厂)；三水磷酸钾、七水硫酸镁、二水氯化钙、碳酸钠、柠檬酸、柠檬酸铁铵、乙二胺四乙酸、硼酸、一水氯化锰、七水硫酸锌、五水硫酸铜、二水钼酸钠、六水硝酸钴、磷酸氢二钾三水合物、邻苯二甲酸氢钾、DL-丙氨酸、L-丝氨酸、甘氨酸、氯化铵、D-葡萄糖-6-磷酸、偏磷酸钠、磷酸二氢钾、磷酸三钾、无水磷酸二氢钠，均购自上海麦克林生化科技有限公司，分析纯。
1.2 微藻的培养
四尾栅藻和蛋白核小球藻藻种选用BG11培养基进行培养，步骤如下：
将培养基pH值调整到7.0±0.1，将培养至对数期的藻细胞沉淀至三角瓶底部，将上清液倒掉，用灭过菌的去离子水反复洗涤微藻细胞2到3次。再将微藻静置沉淀后，将微藻浓缩液分别接种到三角瓶中。最后，将藻种的起始接种浓度设置为200 mg/L，同时要在锥形瓶上标注藻株的名称及培养日期。将藻体接种至含BG11培养基的250 mL的三角锥形瓶中进行培养。设置培养条件为温度25 ℃，光照强度3 000 lux，光暗比14 h∶10 h.每天手动振荡3到5次，以防止藻细胞粘附或沉淀在瓶壁上，连续培养两个月。
BG11培养基的配制方法如下：硝酸钠，1.5 g/L；三水合磷酸氢钾，0.04 g/L；七水硫酸镁，0.2 g/L；二水氯化钙，0.036 g/L；碳酸钠，0.02 g/L；柠檬酸，0.006 g/L；柠檬酸铁铵，0.006 g/L；乙二胺四乙酸，0.001 g/L；A5微量元素溶液，1 ml/L.A5微量元素溶液的组成如下：硼酸，2.86 g/L；一水氯化锰，1.81 g/L；七水硫酸锌，0.222 g/L；五水硫酸铜，0.079 g/L；二水锰酸钠，0.390 g/L；六水硝酸钴，0.049 g/L.
1.3 模拟生活原水的配制
COD，350 mg/L；总氮，35 mg/L；有机氮，15 mg/L；氨氮，20 mg/L；总磷，10 mg/L；有机磷，3 mg/L；无机磷，7 mg/L；邻苯二甲酸氢钾，0.425 1 g/L； 丙氨酸，31.25 mg/L；丝氨酸，38.46 mg/L；甘氨酸，26.3 mg/L；氯化铵，76.92 mg/L；D-葡萄糖-6-磷酸，25 mg/L；偏磷酸钠，3.3 mg/L；磷酸二氢钾，8.7 mg/L；磷酸三钾，13.3 mg/L；无水磷酸二氢钠，7.7 mg/L.
1.4 仪器设备
马尔文粒度仪，Mastersizer 3000型，英国马尔文仪器有限公司；傅立叶变换红外光谱仪(FTIR)，PerkinElmer 2000型，美国；Zeta电位分析仪，Nano ZS90型，英国马尔文仪器有限公司；发射扫描电子显微镜(SEM)，JSM-IT500HR/LV型，日本；紫外-可见分光光度计，UV-1601型，中国；COD快速测定仪，TongaoTR-408型，同奥科技有限公司，中国；消解仪，TongaoTDR-16A型，同奥科技有限公司，中国。
1.5 微藻接种方法
首先，将培养至对数期的藻细胞沉淀至三角瓶底部，将上清液倒掉，用灭过菌的去离子水反复洗涤藻体沉淀2到3次。再将微藻静置沉淀后，将微藻浓缩液分别接种到三角瓶中。最后，将藻种的接种质量浓度设置为100 mg/L和200 mg/L，同时要在锥形瓶上标注藻株的名称及培养日期。
接种藻浓度的处理与计算：取3张0.22 μm的微孔滤膜置于105 ℃的烘箱中烘3 h，烘干后称重，记为m1；将烘好的滤膜置于抽滤装置上，取1～2 mL绿藻抽滤并记为V；将收集到绿藻的滤膜置于烘箱中烘3 h后，再称重，记为m2，则藻体的干重为m=m2-m1.由此可得培养好的藻体质量浓度为m/V.接种到污水中藻的体积(假设500 mL的污水)计算方法如下：
(1)
式中：a为微藻细胞质量浓度， mg/L；V1为接种液体积，mL；V2为污水的体积，mL；x为接种微藻液的质量浓度，mg/L.取x为100 mg/L、200 mg/L分别计算不同质量浓度藻的接入体积V1.
2 结果与讨论
2.1 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水的COD去除效果
四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水的COD去除效率如图1所示。本实验研究所用模拟生活原水的COD为(351.59±7.11) mg/L.由图1所示，在加入四尾栅藻和蛋白核小球藻后，模拟生活原水的COD在2 d后从原来的351.59 mg/L迅速下降到70 mg/L左右，去除效率达到77.30%.相比之下，当四尾栅藻的投加量为100 mg/L和200 mg/L时，2 d后原水中COD的含量分别下降到(80.71±3.54) mg/L和(72.30±5.67) mg/L；而当蛋白核小球藻的投加量为100 mg/L和200 mg/L时，2 d后原水中COD的质量浓度分别下降到(86.47±2.45) mg/L和(80.49±7.89) mg/L，表明蛋白核小球藻对COD的去除效果低于四尾栅藻。延长四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水的处理时间至4 d和6 d，COD下降不明显。该结果说明四尾栅藻和蛋白核小球藻的使用能够显著降低原水COD，而延长微藻在原水中的反应时间，并未对COD产生显著的去除效果。
图1 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水的COD去除效果
Fig.1Scenedesmusquadricaudaandchlorella
pyrenoidosafor the removal of simulated
domestic sewage COD
图1中还显示了四尾栅藻和蛋白核小球藻的投加量对原水COD的去除效率的影响。结果显示，当四尾栅藻的投加量从100 mg/L提高到200 mg/L时，培养2 d时污水的COD从(80.71±3.54) mg/L下降到(72.30±5.67) mg/L.当四尾栅藻的投加量提高到200 mg/L时，其对原水COD的降低只提高了8.4 mg/L左右，提高效率不到10%。说明提高四尾栅藻的投加量并未显著提高COD的去除效率。
综上所述可知，影响COD下降的主要因素是藻类的不同，与投加量和反应时间关系不大。
2.2 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水的氨氮去除效果
图2是四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水氨氮去除效率随处理时间的变化关系以及投加量对模拟生活原水氨氮的去除效率影响。由图可知，四尾栅藻和蛋白核小球藻的投加量为100 mg/L，处理时间为2 d时，原水中氨氮分别由原来的33.10 mg/L下降到21.36 mg/L和19.82 mg/L，去除效率分别为35.47%和40.10%.随着处理时间的延长，氨氮浓度进一步下降，在处理4 d后，氨氮质量浓度分别下降到20.12 mg/L和15.65 mg/L，去除效率分别为39.20%和52.72%(相对于原水)。在四尾栅藻和蛋白核小球藻处理6 d后，氨氮质量浓度分别下降到19.22 mg/L和18.74 mg/L，处理效率分别为41.93%和43.38%.蛋白核小球藻在处理时间超过4 d后出现拐点可能是因为蛋白核小球藻在生长过程中自身分泌有机物导致。由图2对比可知，在相同的投加量条件下，蛋白核小球藻对氨氮的去除效果优于四尾栅藻。
图2 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水氨氮去除效果
Fig.2Scenedesmusquadricaudaandchlorellapyrenoidosafor
the removal of simulated domestic sewage ammonia-nitrogen
改变投加量，氨氮的去除效率也不同。从图2可知，蛋白核小球藻投加量从100 mg/L提高到200 mg/L时，6 d时污水中氨氮从18.74 mg/L下降到13.89 mg/L，说明提高投加量有利于蛋白核小球藻对氨氮的去除。而四尾栅藻投加量从100 mg/L提高到200 mg/L后，污水中氨氮的质量浓度仅仅从19.22 mg/L降低到18.65 mg/L，去除效率无显著变化。具体而言，蛋白核小球藻投加量为200 mg/L，处理时间为2 d时，原水中氨氮质量浓度由原来的33.10 mg/L下降到16.49 mg/L，去除效率为50.18%；而四尾栅藻投加量为200 mg/L，处理时间为2 d时，原水中氨氮质量浓度由原来的33.10 mg/L下降到21.41 mg/L，去除效率为35.31%.当处理时间延长到4 d时，蛋白核小球藻和四尾栅藻处理的原水氨氮质量浓度分别下降到15.39 mg/L和19.34 mg/L，去除效率分别为53.50%和41.57%；继续延长到6 d，氨氮质量浓度进一步下降到13.79 mg/L和18.65 mg/L，去除效率分别为58.34%和43.66%.
2.3 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水的总磷去除效果
图3是四尾栅藻和蛋白核小球藻在不同的处理时间和投加量条件下对模拟生活原水的总磷去除效果。由图可知，当四尾栅藻和蛋白核小球藻的投加量为100 mg/L，处理时间2 d时总磷由原来的4.6 mg/L分别下降到3.78 mg/L和3.39 mg/L，去除效率分别为17.83%和26.30%.随着微藻处理时间的延长，原水中总磷的浓度进一步降低，总磷在四尾栅藻和蛋白核小球藻处理4 d后进一步下降到3.67 mg/L和2.73 mg/L；延长处理时间到6 d，经四尾栅藻和蛋白核小球藻处理的模拟原水中总磷剩余量分别为3.66 mg/L和3.13 mg/L，综合整体实验结果可知，适当延长微藻对原水的处理时间有助于提升总磷的去除效率。当四尾栅藻和蛋白核小球藻的投加量提高到200 mg/L，处理时间为2 d时，模拟原水中总磷质量浓度分别为3.43 mg/L和3.24 mg/L，去除效率分别为25.43%和29.57%.延长四尾栅藻和蛋白核小球藻的处理时间至4 d和6 d时，模拟原水中总磷进一步下降，在处理6 d后下降到最小值分别为2.69 mg/L和2.25 mg/L，去除效率分别为41.52%和51.09%.提高四尾栅藻和蛋白核小球藻的投加量能够提高两种微藻对原水总磷的去除效率，总磷的去除效率随着处理时间的延长而提高。因此，污水中总磷的去除与藻类品种、投加量和处理时间均有密切关系。然而进一步提高微藻的投加量(300 mg/L)会导致微藻快速沉降，处理效果降低。
图3 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水总磷的去除效果
Fig.3Scenedesmusquadricaudaandchlorellapyrenoidosafor
the removal of simulated domestic sewage TP
2.4 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水总氮的去除效果
图4是四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水总氮的去除效果。由图可知，在加入四尾栅藻和蛋白核小球藻后，原水总氮含量迅速降低。其中四尾栅藻处理4 d后总氮含量降到最低值，去除效率在投加量为200 mg/L时可达到最高值为85.33%，而蛋白核小球藻对生活原水总氮的去除效率在投加量为100 mg/L，处理4 d时最大，可达到87.67%.对于四尾栅藻而言，投加量从100 mg/L提高到200 mg/L，总氮的去除效率从72.67%提高到85.33%，说明投加量的提高提升了四尾栅藻对总氮的去除效率。而对于蛋白核小球藻而言，在投加量分别为100 mg/L和200 mg/L时对总氮的最大去除效率均出现在第4 d时，分别为87.67%和78.67%。无论是蛋白核小球藻还是四尾栅藻，随着处理时间的延长，二者对总氮的去除效率均迅速提高，在第4 d时达到最大值。实验结果说明，原水中总氮的去除效率不仅受到投加量的影响，还会受到处理时间的影响。
图4 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水总氮的去除效果
Fig.4Scenedesmusquadricaudaandchlorellapyrenoidosafor
the removal of simulated domestic sewage TN
2.5 四尾栅藻和蛋白核小球藻处理原水前后的形貌变化
图5是四尾栅藻在处理模拟生活原水前后的微观形貌。由图5(a)可知，四尾栅藻在处理原水前结构致密，有哑铃型结构分布。进一步放大显示在四尾栅藻的表面分布有较多纳米级颗粒(图5(b)).图5(c)和图5(d)是四尾栅藻对模拟生活原水处理4 d后的微观形貌。由图可知，四尾栅藻多为片状或颗粒状结构(图5(c))，表面哑铃状形貌消失。进一步放大观察四尾栅藻表面发现，其表面平整，与未处理前表面微观形貌不同(图5(d)).这是由于模拟原水中含有一定数量的氮、磷等物质，四尾栅藻可以利用氨氮等作为营养物质转化为自身的氨基酸，实现对氨氮的去除。在该过程中，微藻细胞会分泌胞外有机物，造成微藻微观形貌的变化[18-19]。由上述分析可知，四尾栅藻对模拟原水COD、氨氮、总磷具有一定的去除效果，而这些物质可以作为微藻的营养物质被微藻利用，造成四尾栅藻进行水处理一段时间后形貌发生较大变化。
(a,b)处理原水前；(c,d)处理原水4 d后
图5 四尾栅藻处理模拟生活原水前后形貌变化
Fig.5 SEM images of the morphology ofscenedesmusquadricaudabefore and after simulated domestic sewage treatment
图6是蛋白核小球藻在处理模拟生活原水前后的微观形貌。由图6(a)可知，蛋白核小球藻在处理前由大量空腔和颗粒组成。进一步放大显示，蛋白核小球藻的表面空腔和颗粒尺寸约为500 nm左右(图6(b))，且有大量粒度更小的纳米颗粒分布。图6(c)和图6(d)是蛋白核小球藻对模拟生活原水处理6 d后的微观形貌。由图可知，蛋白核小球藻空腔和纳米凸起结构消失(图6(c))，表面由数量众多的微凸起颗粒状结构构成。进一步放大蛋白核小球藻表面的凸起，显示凸起是由众多颗粒构成的(图6(d))，且凸起的尺寸比未处理前大。蛋白核小球藻在处理模拟生活原水前后形貌的巨大变化是由于蛋白核小球藻利用模拟原水中的COD、氨氮、磷等成分作为营养物质长大的结果[20]。
(a,b)处理原水前；(c,d)处理原水6 d后
图6 蛋白核小球藻处理模拟生活原水前后形貌变化
Fig.6 SEM images of the morphology ofchlorellapyrenoidosabefore and after simulated domestic sewage treatment
2.6 四尾栅藻和蛋白核小球藻处理原水前后表面组成变化
用FTIR对四尾栅藻和蛋白核小球藻处理模拟生活原水前后的表面化学成分进行分析，结果如图7所示。由图7可知，在处理模拟原水前后，两种微藻表面的化学成分发生了显著变化。由图7(a)可知，当四尾栅藻的投加量从100 mg/L提高到200 mg/L时，其表面在2 922 cm-1、2 856 cm-1、1 662 cm-1、1 546 cm-1、1 488 cm-1、1 409 cm-1、1 239 cm-1、1 090 cm-1处出现新的特征峰，分别对应C—H、
等特征峰，且峰强度随投加量的提高而增强。而对于蛋白核小球藻，在进行水处理之后，部分衍射峰，如在1 412 cm-1、1 244 cm-1、890 cm-1处的特征峰减弱或消失。
图7 四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水处理6 d后表面化学变化
Fig.7 Surface chemistry ofscenedesmusquadricaudaandchlorellapyrenoidosabefore and after the simulated
domestic sewage treatment for 6 days
3 结论
本文以模拟生活原水为对象，研究了四尾栅藻和蛋白核小球藻的投加量、处理时间对模拟生活原水的COD、氨氮、总磷和总氮的去除效果。通过SEM、FTIR研究了四尾栅藻和蛋白核小球藻对模拟生活原水各项指标去除前后形貌及表面化学组成的变化。研究结果表明，二者对模拟原水COD和总氮的去除效率较高，而对氨氮和总磷的去除效率相对较低(小于60%).研究结果显示，适当提高四尾栅藻和蛋白核小球藻的投加量和处理时间能够提高二者对模拟原水COD、氨氮、总磷和总氮的去除效果。投加量对四尾栅藻的影响很大，而蛋白核小球藻的处理效果在相同的处理条件下要优于四尾栅藻。四尾栅藻和蛋白核小球藻的微观形貌在处理模拟生活原水后均发生了显著的变化，主要是由于两种藻类利用原水中的氮磷和COD作为营养质进行代谢生长所致。本文的研究结果为微藻在处理生活废水COD、氨氮等污染物的应用方面提供了理论和实验支持。
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