刘学卿，郑 佩，陈芳艳，盛建国，成小锋，唐玉斌

(1.镇江市环境监测中心站，江苏镇江212004)(2.长安大学环境科学与工程学院，陕西西安710054)(3.江苏科技大学生物与化学工程学院，江苏镇江212018)(4.镇江市水利投资公司，江苏镇江212013)

湖泊富营养化是指大量氮、磷等营养物质进入湖泊水体，致使水体中藻类及其他水生生物异常繁殖、水体透明度降低、溶解氧含量下降、自净能力减弱、水质恶化的现象［1］.富营养化带来的直接环境影响是湖泊生态系统遭到破坏使得水质恶化，而水质恶化会对人类健康造成潜在威胁并带来直接或间接经济损失［2］.

目前，我国发生富营养化的湖泊面积达5000km2，据《20l1年中国环境状况公报》公布，轻度和中度富营养状态的湖泊(水库)占53.8%，重度富营养状态的湖库占46.2%［7］.根据目前湖泊水体污染速度，预计到2015年，我国发生富营养化的湖泊面积将达 6700km2［3］.

金山湖位于江苏省镇江市西北部，紧邻金山寺，是集防洪、休憩、旅游及水环境改善等功能于一体的城市湖泊，水面面积约为1.08 km2.随着2009年控源截污工程以及内江清淤工程的完工，湖水水质一度得到改善，被列为镇江市应急水源地.但受各种面源、点源污染的影响，金山湖水体富营养化程度较高，已接近重度富营养化水平.如何有效地去除金山湖水体中的氮、磷和有机质，降低富营养化程度，已成为镇江市人民急需解决的任务［4］.

治理湖泊富营养化就是要解决水体氮、磷等营养盐含量过高的问题，通常采取外源污染控制和内源污染控制相结合的方法解决.消除内源污染的措施主要有物理方法、化学方法和生物方法，其中生物方法具有成本低、效果好等优点，已日益受到重视［5］.在生物方法中，人们更倾向于采用藻菌共生系统去除湖水中的氮和磷.在光照条件下，藻类通过光合作用利用CO2和N、P等营养物质，合成自身细胞物质并放出O2，同时减少曝气量，节省能源［6］.好氧细菌则利用 O2对有机污染物进行分解、转化，产生CO2和营养物质，以维持藻类的生长繁殖，减轻温室气体的排放［7，8］，如此循环往复，从而实现湖水的生物净化.

文中采用菌藻共生系统对镇江市金山湖湖水进行异位修复模拟研究，旨在为金山湖富营养化湖水的生物修复提供参考.

1 材料与方法

1.1 主要材料

1.1.1 试剂

实验所用试剂均为分析纯，国药集团化学试剂有限公司生产.

1.1.2 实验藻种与活性污泥

由于活性污泥中含有多种脱氮除磷细菌群，因此试验所用细菌用活性污泥代替.活性污泥取自镇江市京口区污水处理厂曝气池，置离心管中静置30 min，在3000r/m下离心10min后，弃去上清液，再用无菌水冲洗沉淀，离心两次，浓缩备用.

实验用普通小球藻、栅藻、铜绿微囊藻、聚球藻均购自中科院武汉水生生物研究所藻种库，藻种经扩大培养至对数生长期备用.

1.1.3 培养溶液

用蒸馏水配制培养基.配方如下:柠檬酸，0.006 g/L;柠 檬 酸 铁 铵，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 模拟湖水

为避免实际湖水中众多不确定因素对实验结果的干扰，本实验在不含氮磷的BG11培养基基础上，另加NH4Cl，K2HPO4和葡萄糖配制与实际湖水指标相近的模拟湖水进行实验.其主要指标为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.文中如未特殊说明，实验用水均为模拟湖水.

1.1.5 主要仪器

紫外/可见分光光度计，UV754N型(上海精密科学仪器有限公司);立式压力蒸汽灭菌器(上海博讯实业有限公司医疗设备厂);HBA-100标准COD消解器(江苏江环分析仪器有限公司);光照培养箱(上海一恒科技有限公司);25mm×16 mm规格血球计数板;光学显微镜.

1.2 实验方法

1.2.1 藻类的培养

所有器皿均经高压蒸汽灭菌后使用，实验操作均在超净工作台上进行.用移液枪将一定量的藻种接种于含100mL无菌培养基的250mL锥形瓶中，调节pH值至7.0左右，摇晃均匀，在光照培养箱中培养，培养温度为白天25℃，晚间23℃，光照强度约为3000lx，光暗比为12h∶12h.

1.2.2 分析项目与测定方法

文中主要测定TN，TP，COD和藻密度等指标，每个指标值按每次3组平行样测定，将藻液离心10min(4000r/min，4 ℃)，用0.45μm 滤膜过滤上清液，测定方法如下:

总氮的测定，采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法GB11894-89;

总磷的测定，钼锑抗分光光度法(GB11893-87);

COD的测定:采用重铬酸钾法(GB11914-87);

藻密度的测定:采用血球板计数法，显微镜倍数为×400;

藻类生长曲线的测定:将藻种接种到液体培养基中，每隔24 h取样，计算藻的数量，以藻的数量为纵坐标，以生长时间为横坐标，得生长曲线.

1.2.3 初始藻密度对小球藻去除氮磷和有机物效果的影响

设定优势藻种的初始密度分别为105，106，5×106和107个/mL，取250 mL锥形瓶12只，分别加入100 mL模拟湖水，将经离心后的不同藻密度的优势藻种投入水中，每组3个平行样，每隔一段时间将模拟湖水离心10 min(4000 r/min，4℃)后，用0.45 μm滤膜过滤上清液后测定TN，TP和COD.1.2.4 最佳藻菌体积比的确定

将藻种和活性污泥分别按体积比2∶1，1∶1，2∶3，1∶2 和2∶5 离心浓缩 (3000 r/min，10 min)，经无菌蒸馏水洗涤，离心2次，去除吸附在藻细胞以及活性污泥表面的氮和磷.取250 mL锥形瓶15只，分别加入100 mL模拟湖水，将经过离心后的藻种和活性污泥投入水中，每组3个平行样，72h后将模拟湖水离心10min(4000r/min，4℃)后，用0.45μm滤膜过滤上清液后测定TN，TP和COD.

2 结果与讨论

2.1 优势藻种的筛选

图1为初始密度相近的4种藻在模拟湖水中的生长曲线.

图1 4种藻在模拟湖水中的生长曲线Fig.1 Growth curves of the four kinds of algae in simulated lake water

从图1可见，历经3 d，小球藻、栅藻、铜绿微囊藻和聚球藻的藻密度均有一定程度的增长，生长趋势与在实验中观察到的藻液颜色由浅变深的现象一致.栅藻、铜绿微囊藻和聚球藻在湖水中相继出现不同程度的死亡现象，有淡黄色死亡藻体沉于瓶底，栅藻的死亡最为严重，聚球藻次之.实验结束后，小球藻、栅藻和铜绿微囊藻的藻密度分别增长320万个/mL，173万个/mL和51万个/mL，聚球藻的藻密度则减少了24万个/mL.其中小球藻的生长曲线最符合Logistic生长曲线［9］，2 d内即能适应模拟湖水环境，随后进入对数生长期和稳定期.由此可见小球藻对模拟湖水的适应能力最好，其他3种藻的适应能力较差.

图2为4种藻类对模拟湖水中TN，TP和COD的去除效果，图中Q为TN、TP、COD的含量.

图2 4种藻对模拟湖水中氮，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

从图2a)可见，4种藻均可不同程度地去除模拟湖水中的氮，其中小球藻和栅藻对TN的去除效果相当，分别达到58.3%和63.2%，明显高于其他两种藻.从图2b)可以看出，历时3 d，小球藻和栅藻对TP的去除率分别达到98%和100%，也明显高出另外两种藻的除磷效率.由此可见，不同藻类对氮、磷的去除能力不同，其中小球藻和栅藻效果相当，铜绿微囊藻次之，聚球藻较差.

从图2c)可见，4种藻均可不同程度降低湖水中的COD，历时6d，小球藻、栅藻、绿微囊藻和聚球藻对模拟湖水中COD的去除率分别达到77.8%，64.0%，66.0% 和 92.1%.其去除能力大小顺序为:聚球藻＞小球藻＞铜绿微囊藻＞栅藻，这一顺序与氮磷的去除效果不同，说明藻类对营养的吸收利用具有选择性.随着反应的进行，栅藻、铜绿微囊藻和聚球藻所在实验组的COD均有上升趋势，其原因可能在于这3种藻均有死亡现象，死亡的藻体又作为天然有机物进入模拟水体，增加了COD浓度［9］.

综上所述，小球藻、栅藻对TP的去除效果最好，3 d内分别达到98%和100%，对TN的去除效果相当.但由图1可知，栅藻对湖水的适应能力不如小球藻，生长曲线与小球藻不同步，3 d之后进入衰亡期，在模拟湖水中的使用周期较短，大量死亡的栅藻细胞会增大模拟湖水中氮、磷和有机物的负荷，因此必须及时分离出来以免造成二次污染;且栅藻细胞体积比小球藻大得多，小球藻更易通过提高密度的方法强化氮磷去除效果［6］.铜绿微囊藻和聚球藻对TN、TP和COD的去除效果均不如小球藻.综合考虑4种藻对TN、TP和COD的去除效果以及对模拟湖水的适应能力，文中选择小球藻作为优势藻种进行后续实验.

2.2 初始藻密度对氮、磷和COD去除效果的影响

图3是不同初始密度下小球藻对模拟湖水中TP，TN和COD的去除效果，图中Q为TP、TN、TQ的含量.

由图3a)可见，初始密度为105个/mL的小球藻对TP的去除速率和去除效率最小，初始密度为106个/mL的次之，其他两种不同初始密度的小球藻对TP的去除速率和去除效率大致相当.不同初始密度的小球藻对TN和COD的去除也呈现与TP的去除相同的规律(图3b)和图3c)).总体来说，小球藻对TP，TN和COD的去除率随着初始密度的增加而增大.初始密度的大小影响小球藻的生长和对TN，TP以及COD的去除效果.初始密度过小，生长缓慢，去除效果差，较大的初始密度有利于小球藻生长，去除效果好，但初始密度过高会使藻类生长过快，从而导致营养匮乏，部分藻细胞死亡，成为天然的有机污染物，使COD浓度增大;而且藻密度过大，藻细胞之间会相互遮光，降低光合作用效率［9］.

图3 不同初始密度下小球藻对湖水中氮磷和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为不同初始密度小球藻培养3d后对TN，TP和COD的去除效果.综合图3及表1可知，初始密度为5×106个/mL和1×107个/mL的小球藻对TN，TP和COD的去除率基本相当，且明显优于其他两组低密度的小球藻.从单个藻体的去除效率来看，初始密度为5×106个/mL的小球藻比1×107个/mL的小球藻更优，且减少了实验成本，降低了对环境的二次污染.故文中选取的初始密度为5×106个/mL.

表1 不同初始密度小球藻培养3d后对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 最佳藻菌体积比的确定

藻菌共生系统中藻和菌的数量配比不可忽视，应与生物群落组成一样看成是生态系统结构内容的重要组成部分［10］.不同的藻菌按任一比例混合培养，在特定环境条件下，都可能随着时间的推移达到一个生态平衡，但其中必定有一种比例是最优化的，它能使生态系统发挥出最佳作用［11］.

文中按照表2所示藻菌体积比进行试验.将小球藻和活性污泥分别离心浓缩(3 000 r/min，10 min)，经无菌蒸馏水洗涤，离心2次，以去除吸附在藻细胞以及活性污泥表面的氮和磷，投入模拟湖水中，每组3个平行样，72h后TN，TP和COD的去除效果见图4，去除率用R表示.由图4a)和图4b)可知，72 h内5组实验对模拟湖水的脱氮效果为4＞2＞3＞1＞5，除磷效果为4＞3＞2＞5＞1.

72 h内4对氮磷的去除率分别达到62.4%和97.2%.与相同密度单一藻类脱氮除磷效果相比提高了7.4%和1%.由图4c)可以看出4，5对模拟湖水的 COD去除率较高，分别达到 96.5%和96.2%，明显优于其他3组，比单一小球藻COD去除率高约40%，因此选择4的藻菌体积比1∶2作为最佳藻菌体积比.

表2 实验号与藻菌体积比Table 2 Experimental number and ratio of algae to sludge

图4 72 h后菌藻共生体系对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 结论

1)小球藻、栅藻、铜绿微囊藻和聚球藻对模拟湖水中TN、TP和COD均有不同程度的去除效果，其中小球藻对模拟湖水的适应能力最强，为优势藻种.接种小球藻的最佳初始密度为5×106个/mL，在该条件下，小球藻对模拟湖水中TN、TP和COD去除率相对较高，分别可达56.2%，96.0%和55.0%.

2)藻菌共生系统中最佳藻菌体积比为1∶2，在此条件下，历时72 h，模拟湖水中TN，TP和COD的去除率分别达到62.4%，97.2%和96.2%，表明藻菌共生体系在对富营养化湖水的异位修复方面具有较大的应用潜力.

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