本试验所用的近具刺链带藻(Desmodesmus sp. CHXl)由本课题组从养猪废水中分离获得^[21]。收集处于对数期的藻细胞, 经1 μ m醋酸纤维滤膜(上海新亚)过滤后, 用超纯水洗净再次过滤。使用带针头的注射器抽取一定体积的模拟废水将滤膜上的微藻冲洗至500 mL锥形瓶中, 记录冲洗所用的模拟废水体积, 继续向锥形瓶中加入模拟废水, 使锥形瓶中的模拟废水总体积为400 mL。

所用的模拟废水在BG11培养基的基础上改进配制而成, 即将BG11中的硝酸钠替换为硫酸铵, 且硫酸铵在不同处理下的用量不同, 以确保达到设定的初始氨氮质量浓度, 其他成分的质量浓度(mg· L^-1)如下:K₂HPO₄· 3H₂O 40, MgSO₄· 7H₂O 75, Fe(NH₄)₃C₁₈H₁₀O₁₄ 6, CaCl₂· 2H₂O 36, Na₂CO₃ 20, 柠檬酸6, Na₂-EDTA 1, 另加入A5溶液 1 mL· L^-1。A5溶液组成:H₃BO₃ 2.86 g, MnCl₂· 4H₂O 1.81 g, ZnSO₄· 7H₂O 0.22 g, CuSO₄· 5H₂O 0.079 g, (NH₄)₆Mo₇O₂₄· 4H₂O 0.39 g, Co(NO₃)₂· 6H₂O 0.049 g, 加双蒸水至1 000 mL。

参照文献[22]设置适合近具刺链带藻生长的条件:每天24 h全光照, 光照强度为7 000 lx, 温度30 ℃。将所有试验锥形瓶放置在光照培养箱中, 按照上述条件进行培养。锥形瓶底部设有磁力搅拌器, 搅拌速率为1 000 r· min^-1。

1.2.1 不同质量浓度氨氮废水对微藻生长的影响

由于养猪废水中的氨氮质量浓度一般在200~1 000 mg· L^-1[13], 故本文配制的5种废水的初始氨氮质量浓度分别为350 mg· L^-1(T1)、450 mg· L^-1(T2)、600 mg· L^-1(T3)、750 mg· L^-1(T4)、900 mg· L^-1(T5)[废水中的各种成分详见1.1节, 其中, (NH₄)₂SO₄在T1~T5处理中的质量浓度分别为1.65、2.12、2.83、3.54、4.24 g· L^-1), 并用HCl或NaOH溶液调节废水初始pH值到8.00, 每个处理设置3个重复。分别向各个处理接种处于对数期的藻细胞, 控制藻细胞质量浓度在0.10 g· L^-1左右(D₆₉₀≈ 0.12)。每天对微藻生长情况和水质进行监测。

1.2.2 曝二氧化碳气体对微藻生长的影响

根据文献调研结果, 当废水中的游离氨质量浓度足够低时(如1.0 mg· L^-1), 其基本不会对微藻产生毒害作用。根据Yamamoto等^[23]有关游离氨和氨氮质量浓度、温度及pH的计算公式, 计算出30 ℃条件下含不同初始质量浓度氨氮废水中当游离氨质量浓度达到1.0 mg· L^-1时所对应的pH值。向含不同质量浓度氨氮的废水中通入二氧化碳气体(流速为20 mL· min^-1), 直至将其pH调至表1中指定值为止, 曝气过程结束。随后向经二氧化碳曝气预处理的废水中接种处于对数期的藻细胞, 控制藻细胞质量浓度在0.1 g· L^-1左右(D₆₉₀≈ 0.12)。每天对微藻生长情况和水质进行监测。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表1 将各处理游离氨质量浓度调至1.0 mg· L-1时对应的pH值及二氧化碳曝气时间 Table 1 Corresponding aeration time for regulating ammonia concentration to 1.0 mg· L-1 of different treatments 处理 Treatment 初始氨氮质量浓度 Initial ammonium concentration/(mg· L-1) pH 曝气时间 Aeration time/min R1 350 6.54 1.55 R2 450 6.25 2.33 R3 600 6.06 2.83 R4 750 5.92 3.77 R5 900 5.81 5.35

表1 将各处理游离氨质量浓度调至1.0 mg· L-1时对应的pH值及二氧化碳曝气时间 Table 1 Corresponding aeration time for regulating ammonia concentration to 1.0 mg· L-1 of different treatments

废水中氨氮的质量浓度采用纳氏试剂法测定, 废水的pH值用pH计(HACH, PHS-3B型, 美国)测定。微藻生物量采用分光光度法测定, 在690 nm处测定D₆₉₀, 并按文献[21]中的公式计算生物量。测定藻液吸光度时, 以未接种微藻的模拟废水作为对照, 以扣除养猪废水中悬浮物对藻液吸光度的影响。藻体氮含量参照测定植株全氮含量的相关方法进行。

采用Excel 2013和SPSS 20.0软件对数据进行整理和方差分析。

近具刺链带藻在5种质量浓度的氨氮废水中, 生长均受到明显抑制(图1-A)。刚接种的微藻处于对数期, 具有较强的活力, 但由于废水中氨氮质量浓度过高, 其生长受到抑制, 因此生物量在2~5 d无明显增加。随着微藻对环境的适应及废水中游离氨质量浓度降低, 微藻生物量从第6天起开始增加。除第1天外, T1处理下微藻的生物量始终显著(P< 0.05)高于其他处理。从第6天开始, 微藻生物量随着初始氨氮质量浓度增加呈下降趋势; 到第7天时, 各处理的微藻生物量由高到低依次为T1> T2> T3> T4> T5, 且不同处理间差异显著。

图1

Fig.1

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	图1 微藻在不同质量浓度氨氮废水中的生长情况 相同时间柱上无相同字母的表示处理间差异显著(P< 0.05)。下同。Fig.1 Growth of Desmodesmus sp. CHX1 in the wastewater with different ammonium concentrations Bars marked without the same letters in the same time indicated significant difference at P< 0.05. The same as below.

氨氮废水中对微藻产生抑制作用的主要是游离氨^[18], 它可以直接穿透细胞膜, 对微藻光合系统产生毒害作用^{[18, 19]}。研究表明, 当游离氨的质量浓度高于30.00 mg· L^-1时, 会对绿藻生长产生抑制作用^[24]。微藻接种前, T1~T5处理的游离氨质量浓度分别为32.91、49.59、67.88、83.44、101.82 mg· L^-1(图2-A), 均高于微藻生长的耐受阈值, 因此各处理下微藻的生长均受到抑制。初始氨氮质量浓度越低, 废水中的游离氨浓度越低, 微藻生长受到的抑制程度越低, 因此T1处理下微藻的生长情况好于其他处理。

图2

Fig.2

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	图2 不同处理下废水中的游离氨质量浓度变化Fig.2 Variation of ammonia concentration in wastewater under different treatments

对含不同质量浓度的氨氮废水进行曝二氧化碳气体处理后, 各处理废水的pH值从8.00降至5.81~6.54, 初始游离氨质量浓度降至1.00 mg· L^-1, 明显低于未曝气处理(图2), 因而微藻的生长情况也明显优于未曝气处理(图1)。培养7 d后, 各处理的生物量增加0.32~0.47 g· L^-1, 较未曝气处理提高0.09~0.26 g· L^-1, 且增加幅度随废水中初始氨氮质量浓度升高而变大。与未曝气相比, 经二氧化碳曝气的各处理的微藻生物量有着相同的变化趋势, 即接种1 d后增长较快, 随后增长速度放缓。这是因为第2天后废水的pH值升高, 导致游离氨浓度上升(图2-B), 微藻生长受到抑制。此外, 曝气处理后微藻生物量随初始氨氮质量浓度增加而增加。这有可能是因为当曝气处理将废水中的游离氨质量浓度限制在较低水平时, 铵盐质量浓度越高, 越有利于微藻的生长。为了证实这一推断, 将微藻生物量与氨氮质量浓度进行相关性分析。结果表明, 曝气条件下二者呈显著(P< 0.05)正相关关系, 即氨氮质量浓度越高, 微藻生物量越大; 但未曝气条件下微藻生物量与氨氮质量浓度则呈显著的负相关关系(图3)。由此可见, 二氧化碳曝气预处理可以改善微藻在高质量浓度氨氮废水中的生长情况。原因是:一方面, 曝二氧化碳气体降低了废水的pH值, 使得游离氨的质量浓度降低; 另一方面, 曝二氧化碳气体增加了废水中的碳源供给, 有助于提高微藻的生物量^[25]。

图3

Fig.3

	Figure Option ViewDownloadNew Window
	图3 曝气与未曝气条件下微藻生物量与氨氮质量浓度的关系Fig.3 Relationship between microalgae biomass and ammonium concentration under both with or without aeration conditions

微藻利用不同氮源(如氨氮或硝氮)的过程中会向外释放H⁺或OH^-, 从而引起其生活介质的pH值变化。例如:以氨氮作为氮源时, 微藻会向外释放H⁺, 导致pH下降; 以硝氮作为氮源时, 微藻会向外释放OH^-, 促使pH升高。但当微藻以尿素作为氮源时, 其生活介质的pH值变化不大^{[26, 27]}。此外, 微藻进行光合作用的过程中也会吸收CO₂或HC O3-, 并向外释放OH^-, 从而导致pH升高。因此, 本研究微藻培养体系的pH值变化主要取决于所用氮源及微藻的生长速度。如图4所示, 在未曝气的条件下, T1~T5处理的废水pH值呈下降趋势, 培养7 d后, 其pH值下降了约0.50。这是因为, 本研究以氨氮为唯一氮源, 且在未曝气条件下微藻生长缓慢, 微藻因吸收氨氮而释放的H⁺量大于因光合作用释放的OH^-量, 故废水pH值下降。曝气条件下, 各处理废水pH值呈先升后降趋势, 从第1天到第2上升了约1.50, 从第2天开始至第7天, 废水pH下降了约0.40。这是因为曝气处理将废水中游离氨的质量浓度降至较低水平, 环境条件较适合微藻生长, 微藻光合作用释放的OH^-量大于其因吸收氨氮而释放的H⁺量, 故废水中pH升高。随着pH值升高, 废水中的游离氨质量浓度也相应上升, 微藻的生长速度因而放缓, 之后微藻因吸收氨氮而释放的H⁺量超过光合作用释放的OH^-量, 导致废水pH值下降。

图4

Fig.4

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	图4 不同条件下各处理的废水pH值变化 R1~R5处理第1天的pH值见表1, 因均低于7.0, 故在图中未给出。Fig.4 Variation of pH in the wastewater under different treatments The pH values of R1-R5 (seen in Table 1) were smaller than 7.0, so they were not shown in the above figure.

对微藻培养过程中各处理的氨氮质量浓度进行监测, 结果表明, 各处理的氨氮质量浓度均呈缓慢下降趋势。培养7 d后, 各处理的氨氮去除率在3.76%~20.10%(表2), 以R1处理最高, 且显著(P< 0.05)高于其他处理。各处理的氨氮去除速率在3.52~25.48 mg· L^-1· d^-1, 以T5处理最高, 且显著(P< 0.05)高于其他处理。对比可见, 当废水中的初始氨氮质量浓度< 600 mg· L^-1时, 曝气处理的氨氮去除效率显著(P< 0.05)高于未曝气处理; 但当废水中的初始氨氮质量浓度≥ 600 mg· L^-1时, 曝气处理的氨氮去除效果并不优于未曝气处理。废水中的氨氮主要通过氨挥发和微藻吸收等形式被去除^[28], 其中, 微藻吸收仅占氨氮去除的很小一部分, 废水中的氨氮主要通过氨挥发等途径得以去除, 该部分所占比例高达99%以上。该结果与前人研究一致^[29]。

表2

Table 2

表2(Table 2)

表2 废水中氨氮的去除情况与途径 Table 2 Removal efficiency and ways of ammonium in wastewater 处理 Treatment 去除率 Removal efficiency/% 去除速率 Removal rate/ (mg· L-1· d-1) 各途径的去除比例Contribution of different removal ways/% 微藻吸收 Assimilation by microalgae 氨损失 Ammonia loss T1 17.37± 0.28 b 10.13± 0.19 d 0.003 99.997 T2 4.69± 0.54 e 3.52± 0.46 e 0.014 99.986 T3 4.55± 0.16 e 4.55± 0.43 e 0.005 99.995 T4 9.92± 0.26 d 12.40± 0.32 c 0.004 99.996 T5 16.98± 1.50 b 25.48± 2.25 a 0.002 99.998 R1 20.10± 0.56 a 11.72± 0.96 cd 0.014 99.986 R2 14.69± 0.64 c 11.01± 0.48 cd 0.007 99.993 R3 3.76± 0.31 e 3.76± 0.57 e 0.041 99.959 R4 8.76± 0.06 d 10.98± 0.08 cd 0.011 99.989 R5 10.02± 0.11 d 15.03± 0.16 b 0.016 99.984 Data marked without the same letters in the same column indicated significant difference at P< 0.05. 同列数据后无相同字母的表示差异显著(P < 0.05)。

表2 废水中氨氮的去除情况与途径 Table 2 Removal efficiency and ways of ammonium in wastewater