羅龍?jiān)?，曾凡健，田光?

（1.上饒師范學(xué)院化學(xué)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，江西 上饒 334001；2.浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，杭州 310058）

近年來，我國(guó)養(yǎng)豬業(yè)發(fā)展迅猛，由此產(chǎn)生的大量養(yǎng)豬廢水給豬場(chǎng)周邊生態(tài)環(huán)境和居民健康帶來嚴(yán)重威脅。目前，國(guó)內(nèi)外大型養(yǎng)豬場(chǎng)基本利用厭氧發(fā)酵處理系統(tǒng)對(duì)養(yǎng)豬廢水進(jìn)行初步處理。養(yǎng)豬廢水經(jīng)厭氧發(fā)酵系統(tǒng)處理后得到的沼液中有機(jī)物含量明顯降低[1]，但是氮磷等營(yíng)養(yǎng)鹽的含量仍然較高[2]，且碳氮比嚴(yán)重失調(diào)，不利于生化處理，是一種難處理的污水[3]。目前，豬場(chǎng)沼液的凈化方式主要包括還田利用[4]、自然生態(tài)凈化技術(shù)（如人工濕地、氧化塘等）[5-6]和工業(yè)化處理方法（包括生物法和物理化學(xué)法）[7-8]等。傳統(tǒng)的還田利用及生態(tài)凈化技術(shù)雖然具有投資小、運(yùn)行成本低、管理方便等優(yōu)點(diǎn)，但也存在處理效率低、占地面積大、啟動(dòng)時(shí)間長(zhǎng)、受季節(jié)影響較大且操作不當(dāng)易引起二次污染等缺點(diǎn)。工業(yè)化處理方法雖然處理效率高，但運(yùn)行成本較高，這對(duì)收益回報(bào)不算高的養(yǎng)豬業(yè)來說難以接受。因此，尋找一種經(jīng)濟(jì)有效的豬場(chǎng)沼液凈化技術(shù)顯得尤為必要。

微藻作為一類光合效率很高的初級(jí)生產(chǎn)者，能夠吸收大量的氮、磷維持其生長(zhǎng)與增殖過程，成為生物質(zhì)能源生產(chǎn)關(guān)注的焦點(diǎn)。豬場(chǎng)沼液中含有豐富的碳氮磷營(yíng)養(yǎng)元素，可作為微藻生長(zhǎng)良好的養(yǎng)分來源。將微藻培養(yǎng)與豬場(chǎng)沼液凈化結(jié)合起來，可在培養(yǎng)微藻的同時(shí)實(shí)現(xiàn)沼液的凈化。與其他處理技術(shù)相比，基于微藻培養(yǎng)的豬場(chǎng)沼液凈化技術(shù)具有獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)：如無需添加化學(xué)物質(zhì)、具有自產(chǎn)氧及二氧化碳減排能力、生產(chǎn)高附加值生物質(zhì)產(chǎn)品等[9]。最近，很多學(xué)者發(fā)現(xiàn)將微藻和好氧細(xì)菌共同培養(yǎng)用于廢水處理較微藻單獨(dú)培養(yǎng)更有優(yōu)勢(shì)。因?yàn)楹醚跫?xì)菌的存在會(huì)消耗微藻光合作用產(chǎn)生的氧氣，消除因溶解氧過高對(duì)微藻生長(zhǎng)的抑制，同時(shí)將廢水中有機(jī)物分解成二氧化碳，為微藻光合作用提供碳源[10]。細(xì)菌和微藻的協(xié)同作用不僅可以提高微藻生物量產(chǎn)量，還能省去曝氣操作。對(duì)于一般的生物處理來說，曝氣所需的成本能夠占到整個(gè)處理的50%[11]。故利用藻菌系統(tǒng)來處理廢水能極大降低運(yùn)行成本。因此，藻-菌共生體在去除廢水中營(yíng)養(yǎng)鹽方面具有很大的優(yōu)勢(shì)。目前許多學(xué)者已經(jīng)開展有關(guān)藻菌互作方面的研究，這些研究主要集中在探明基于微藻的廢水處理系統(tǒng)中存在的優(yōu)勢(shì)微生物，以及廢水中主要成分被吸收或分解的基本機(jī)理方面[12-14]，但對(duì)影響藻菌系統(tǒng)協(xié)同脫氮除磷的相關(guān)條件研究較少，它們?nèi)绾斡绊懳⑸锏姆纸膺^程和微藻的光合作用，對(duì)廢水中氮磷的遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生怎樣的影響？目前影響機(jī)制尚不明朗。

本文以對(duì)養(yǎng)豬廢水具有較好凈化效果的近具刺鏈帶藻為研究對(duì)象，向其中加入商業(yè)化有機(jī)物降解菌劑，人為構(gòu)建藻-菌共培養(yǎng)系統(tǒng)，分析其對(duì)豬場(chǎng)沼液的凈化效果，同時(shí)探討溫度和光照強(qiáng)度對(duì)該系統(tǒng)中碳氮磷去除效果的影響，為實(shí)現(xiàn)藻-菌系統(tǒng)資源化利用豬場(chǎng)沼液提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 藻種及菌種

本文所用的微藻為對(duì)養(yǎng)豬廢水凈化能力強(qiáng)的近具刺鏈帶藻（Desmodesmus sp.CHXl），由課題組從養(yǎng)豬廢水中分離獲得[15]。將微藻在BG11培養(yǎng)基中培養(yǎng)至對(duì)數(shù)期，經(jīng)1 μm濾膜過濾后，用超純水洗凈再次過濾備用。微藻接種量為0.1 g·L-1（干質(zhì)量）。

所用的菌劑為對(duì)廢水中有機(jī)物具有較好降解效果的商業(yè)化菌劑（購(gòu)自上海普羅生物技術(shù)有限公司）。菌劑中優(yōu)勢(shì)菌屬為藍(lán)細(xì)菌（Cyanobacteria）、節(jié)桿菌（Arthrobacter）、芽孢桿菌（Bacillus）和根瘤菌（Rhizobi?ales）等。菌劑接種量為1 g·L-1。

1.2 廢水

所用廢水為模擬沼液，在BG11培養(yǎng)基的基礎(chǔ)上改進(jìn)配制而成。其中有機(jī)物、氨氮和總磷主要由無水乙酸鈉、硫酸銨、磷酸二氫鉀配制而成。廢水基本理化性質(zhì)見表1。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.3.1 藻-菌系統(tǒng)對(duì)豬場(chǎng)沼液的凈化效果

本試驗(yàn)設(shè)3個(gè)處理：（1）未添加有機(jī)物降解菌微藻培養(yǎng)系統(tǒng)（MMS）、（2）有機(jī)物降解菌單獨(dú)培養(yǎng)系統(tǒng)（MBS）、（3）添加有機(jī)物降解菌微藻培養(yǎng)系統(tǒng)（ABS）。其中MMS和MBS為對(duì)照處理，每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。將微藻和菌劑接種至裝有800 mL廢水的1 L錐形瓶中，其中MMS和MBS處理分別只接種微藻或菌劑。將錐形瓶置于光照培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)，瓶口用棉花塞住以防止蟲子等雜物進(jìn)入，每個(gè)錐形瓶底部配有磁力攪拌器，用于混勻廢水。培養(yǎng)條件為溫度30±1℃、光暗周期 24 h/0 h、光照強(qiáng)度為 100 μmol photons·m-2·s-1，攪拌速率為1000 r·min-1、菌藻接種比例為1∶1。

表1 模擬廢水基本理化性質(zhì)（mg·L-1，pH除外）Table1 Theingredientsofsyntheticwastewater（mg·L-1，exceptpH）

1.3.2 溫度對(duì)藻-菌系統(tǒng)污染物凈化能力的影響

根據(jù)文獻(xiàn)及預(yù)試驗(yàn)結(jié)果，設(shè)置20、30、40℃3個(gè)不同溫度梯度，每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。將微藻和菌劑接種至裝有800 mL廢水的1 L錐形瓶中，置于光照培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)。錐形瓶口呈敞開狀態(tài)，每個(gè)錐形瓶底部有磁力攪拌器，用于混勻藻液。培養(yǎng)條件為光照強(qiáng)度 100 μmol photons·m-2·s-1、光暗周期 24 h/0 h、攪拌速率為1000 r·min-1。

1.3.3 光照強(qiáng)度對(duì)藻-菌系統(tǒng)污染物凈化能力的影響

根據(jù)文獻(xiàn)及預(yù)試驗(yàn)結(jié)果，設(shè)置光照強(qiáng)度為100、400、600 μmol photons·m-2·s-13個(gè)梯度，每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。將微藻和菌劑接種至裝有800 mL廢水的1 L錐形瓶中，置于光照培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)。錐形瓶口呈敞開狀態(tài)，每個(gè)錐形瓶底部有磁力攪拌器，用于混勻藻液。培養(yǎng)條件為溫度20℃、光暗周期24 h/0 h、攪拌速率為1000 r·min-1。

1.4 分析方法

水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定：溶解氧（DO）采用HQ30D溶解氧儀（美國(guó)哈希公司）測(cè)定；pH采用PHS-3B酸度計(jì)（美國(guó)哈希公司）；總有機(jī)碳（TOC）采用TOC-VCHP分析儀（日本島津公司）；氨氮（NH4-N）采用納氏試劑分光光度法測(cè)定、硝氮（NO3-N）采用紫外分光光度法測(cè)定、亞硝氮（NO2-N）采用分子吸收分光光度法測(cè)定、總氮（TN）采用堿性過硫酸鉀紫外分光光度法測(cè)定、總磷（TP）采用鉬酸銨分光光度法測(cè)定，具體參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法（第四版）》。

微藻生物量測(cè)定：通過測(cè)定近具刺鏈帶藻細(xì)胞個(gè)數(shù)來確定其生物量，藻細(xì)胞個(gè)數(shù)采用血球計(jì)數(shù)板和顯微鏡測(cè)定[16]。在微藻純培養(yǎng)條件下獲得微藻生物量（干質(zhì)量，g·L-1）和微藻細(xì)胞個(gè)數(shù)之間的擬合關(guān)系為：

生物量=1.19×10-7×細(xì)胞數(shù)，R2=0.992 3

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

利用Excel 2013對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理，各組實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的顯著性差異分析利用SPSS 20.0軟件進(jìn)行，顯著水平為0.05。

2 結(jié)果與討論

2.1 藻-菌共培養(yǎng)系統(tǒng)對(duì)豬場(chǎng)沼液中碳氮磷的去除效果研究

添加有機(jī)物降解菌條件下微藻生長(zhǎng)情況見圖1。結(jié)果表明，MMS和ABS處理中微藻自接種后迅速進(jìn)入對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期，并從第4 d開始逐漸進(jìn)入穩(wěn)定期。其中ABS處理中微藻生長(zhǎng)情況明顯優(yōu)于MMS（P＜0.05）。ABS中微藻生物量最大值為1.47 g·L-1，較MMS（1.19 g·L-1）提高了23.53%。微藻和細(xì)菌之間的相互作用可分為共處、互生、共生、拮抗、競(jìng)爭(zhēng)、捕食和寄生等方面，且與微藻和細(xì)菌種類有關(guān)[17]。本文結(jié)果表明添加有機(jī)物降解菌可以明顯促進(jìn)近具刺鏈帶藻的生長(zhǎng)（P＜0.05）。培養(yǎng)7 d后，細(xì)菌強(qiáng)化處理中微藻生物量是未強(qiáng)化處理的1.23倍（圖1）。前人研究也表明，好氧細(xì)菌可以促進(jìn)微藻的生長(zhǎng)[16，18]。細(xì)菌不僅可以通過分解水中有機(jī)物產(chǎn)生二氧化碳為微藻的光合作用提供充足的碳源，還能降低培養(yǎng)液中溶解氧濃度，從而避免因溶解氧濃度過高而抑制微藻光合作用[19]。微藻在充足的碳源供給和無溶解氧抑制的條件下生長(zhǎng)情況明顯得到改善，因而具有更高的生物量[20]。此外，細(xì)菌也會(huì)分泌一些生長(zhǎng)促進(jìn)因子來促進(jìn)微藻生長(zhǎng)，如維生素（如生物素、硫胺素和維生素B12）和鐵載體（微藻在鐵缺乏條件下生長(zhǎng)所需的一種重要的螯合劑）[21]。

圖1 有機(jī)物降解菌共培養(yǎng)對(duì)微藻生長(zhǎng)的影響Figure 1 Effect of organic pollutant degradation bacteria on growth of Desmodesmus sp.CHXl

ABS處理中TOC去除率和去除速率分別為66.85%和62.08 mg·L-1·d-1，均顯著高于MMS和MBS處理（表2，P＜0.01），3個(gè)處理中TOC去除率由大到小依次為ABS（66.85%）＞MBS（60.29%）＞MMS（53.45%），表明微藻和有機(jī)物降解菌共培養(yǎng)可以提高廢水中有機(jī)物的去除效果。向微藻培養(yǎng)系統(tǒng)中加入有機(jī)物降解菌后，廢水中有機(jī)物被其分解產(chǎn)生二氧化碳供微藻進(jìn)行光合作用，這促進(jìn)了微藻的生長(zhǎng)（圖1）[16]，從而產(chǎn)生更多的氧氣供有機(jī)物降解菌進(jìn)行呼吸作用，因而提高了TOC的去除率。本文廢水中氮素主要以氨氮形式存在，其占總氮的比例為92.32%。因此主要探討氨氮的去除過程。ABS處理中氨氮去除率顯著高于MMS和MBS處理（表2，P＜0.05），3個(gè)處理氨氮去除率由大到小排序?yàn)锳BS（42.33%）＞MMS（38.94%）＞MBS（26.66%）。廢水中氨氮的主要去除途徑包括微藻吸收、氨揮發(fā)和硝化作用等[22-24]，向微藻培養(yǎng)系統(tǒng)中加入有機(jī)物降解菌可以促進(jìn)微藻的生長(zhǎng)，因而增加微藻對(duì)氨氮的吸收量，使氨氮去除率升高。ABS處理中總磷的去除率（25.90%）及去除速率（2.48 mg·L-1·d-1）顯著高于MMS和MBS處理（表2，P＜0.05）。磷素的去除途徑主要包括微藻吸收[25]和化學(xué)沉淀[26]兩種形式，其中化學(xué)沉淀主要出現(xiàn)在高pH（9～11）和鈣鎂離子含量的廢水中，本文廢水pH（低于9）和鈣鎂離子濃度均較低（表1），不利于磷沉淀的發(fā)生，因而磷素的主要去除途徑為微藻吸收。ABS處理中微藻生物量最高（圖1），故其對(duì)磷的去除效果最好。

2.2 溫度對(duì)藻-菌共培養(yǎng)系統(tǒng)碳氮磷凈化能力的影響

根據(jù)前期試驗(yàn)結(jié)果，近具刺鏈帶藻在35℃時(shí)對(duì)養(yǎng)豬廢水中氮磷的去除效果優(yōu)于15℃和25℃[27]，但不能確定當(dāng)溫度高于35℃時(shí)微藻對(duì)氮磷的去除效果是否會(huì)隨溫度升高而增強(qiáng)，故本文設(shè)置了20、30、40℃ 3個(gè)溫度梯度來探討溫度對(duì)藻-菌共培養(yǎng)系統(tǒng)廢水凈化能力的影響。結(jié)果表明，溫度為20℃和30℃的藻菌系統(tǒng)中TOC濃度在前3 d下降較快，隨后基本保持穩(wěn)定，這是因?yàn)槲⒃搴图?xì)菌在前幾日處于生長(zhǎng)對(duì)數(shù)期，因而對(duì)TOC的去除效率較高。而40℃處理中TOC濃度在前5 d一直呈緩慢下降趨勢(shì)，從第5 d到第6 d下降較快，隨后略微上升（圖2a）。從去除率來看，30℃時(shí)廢水中有機(jī)物的去除效果最好，將TOC從614 mg·L-1降至168 mg·L-1，去除率為72.64%，其次是20℃處理（去除率為61.73%），而40℃處理TOC去除率最低僅為42.83%，顯著低于前二者（P＜0.01，表3）。

3種溫度條件下，系統(tǒng)中氨氮去除效果由高到低依次為40℃＞30℃＞20℃。氨氮濃度前3 d下降較快，從第4 d開始呈緩慢下降趨勢(shì)（圖2b）。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)40℃系統(tǒng)中氨氮濃度從363.31 mg·L-1降至172.55 mg·L-1，去除率為52.51%；溫度為30℃系統(tǒng)中氨氮濃度從 363.31 mg·L-1降至 198.33 mg·L-1，去除率為45.41%；溫度為20℃系統(tǒng)中氨氮濃度從363.31 mg·L-1降至234.57 mg·L-1，去除率為35.43%（表3）。各處理中總氮的變化趨勢(shì)與氨氮一致，即前3 d下降較快，從第4 d開始基本保持穩(wěn)定（圖2c），最終40℃條件下總氮去除率最高，為53.27%，其次為30℃（45.97%）和20℃（37.22%）兩個(gè)處理（表3）。

總磷去除效果方面，溫度為30℃處理顯著強(qiáng)于溫度為20℃和40℃處理（P＜0.05），40℃處理和20℃處理間不存在顯著性差異（P＞0.05）（圖2d，表3）。各系統(tǒng)中總磷濃度在前3 d迅速下降，第4 d后下降速度減緩，到第6 d時(shí)不再下降，其中30℃處理穩(wěn)定在42 mg·L-1左右（去除率約26%），40℃處理穩(wěn)定在45 mg·L-1左右（去除率約20%），20℃處理穩(wěn)定在46 mg·L-1左右（去除率約18%）（表3）。

溫度會(huì)影響藻菌系統(tǒng)中微藻的生長(zhǎng)和細(xì)菌的活性，從而影響污染物的去除效果。不同藻種的最適溫度范圍也有所不同。一般低溫藻株的最適溫度范圍

表2 藻-菌系統(tǒng)對(duì)廢水中碳氮磷的去除效果Table 2 Nutrient removal from wastewater by microalgae-bacteria system

表3 藻-菌系統(tǒng)在不同溫度和光照條件下對(duì)廢水中碳氮磷的去除率（%）Table 3 Nutrient removal efficiency by microalgae-bacteria system under different temperature and light conditions（%）

圖2 不同溫度條件下藻-菌系統(tǒng)對(duì)廢水中碳氮磷去除效果Figure 2 Purification of piggery digestate by microalgae-bacteria system under different temperature conditions

為25～30℃[28-29]；而高溫藻株的最適溫度范圍為35～40℃。當(dāng)溫度高于或低于其最適溫度時(shí)，微藻的生長(zhǎng)就會(huì)受到影響。廢水中的有機(jī)物既能被細(xì)菌分解，也能被微藻直接吸收利用。本研究中微藻在30℃時(shí)生長(zhǎng)情況最好（圖3a），故其光合產(chǎn)氧能力最強(qiáng)（圖3c），提供給細(xì)菌的氧氣充足，因而有機(jī)物降解效果最好（圖2a）。氮素去除方面，溫度為40℃系統(tǒng)中微藻生長(zhǎng)情況雖不是3個(gè)處理中最好的，但此溫度條件下系統(tǒng)中氮素（包括氨氮和總氮）去除效果最好。這與該處理中溫度高，氨氮易以游離氨的形式揮發(fā)有關(guān)。因?yàn)樗杏坞x氨濃度主要取決于氨氮濃度、溫度及pH[30-31]，在pH（圖3b）和初始氨氮濃度一致的情況下，溫度升高對(duì)游離氨的揮發(fā)起決定作用。對(duì)不同溫度條件下廢水中游離氨揮發(fā)所占比例采用如下公式[32]進(jìn)行計(jì)算：

圖3 不同溫度條件下微藻生長(zhǎng)生物量、廢水中溶解氧和pH變化情況Figure 3 Variation of microalgae biomass，DO and pH in the wastewater at different temperatures

發(fā)現(xiàn)溫度為30℃處理中氨揮發(fā)所占比例為50.26%，而溫度為40℃處理中氨揮發(fā)所占比例為71.51%，明顯高于30℃處理。并且將溫度控制在30℃時(shí)，更有利于硝化作用的進(jìn)行，故一部分氨氮轉(zhuǎn)化為硝氮或亞硝氮。因此不論從氨氮還是總氮去除效果來看，40℃處理均優(yōu)于30℃處理。溫度為20℃處理中不論生物量、碳氧供給能力還是溫度，均是最低，故該系統(tǒng)中氮素去除效果最差。磷素去除方面，由于其去除方式主要有藻體吸收[25]、吸附[33]和沉降[26]3種方式，故影響總磷去除效果的因素主要有微藻生長(zhǎng)情況、廢水pH及金屬離子含量等。各個(gè)處理中廢水初始pH和金屬離子含量基本一致，故微藻生物量是影響磷素去除的主要因素。本研究中當(dāng)溫度控制在30℃時(shí)微藻生物量最大，故其磷素去除效果最好。綜合考慮氮磷的去除效果、二次污染、微藻生長(zhǎng)情況等因素，40℃雖然氮素去除效果最好，氮素更多的是以氨揮發(fā)的形式去除，易造成二次污染，且微藻生長(zhǎng)情況并不是最好。而將溫度控制在30℃時(shí)，微藻生長(zhǎng)、磷素去除效果均是最好的，故可將30℃作為藻-菌系統(tǒng)運(yùn)行的較優(yōu)溫度。

2.3 光照強(qiáng)度對(duì)藻-菌共培養(yǎng)系統(tǒng)碳氮磷凈化能力的影響

對(duì)不同光照強(qiáng)度下廢水中有機(jī)物降解情況進(jìn)行探討，結(jié)果表明，光照強(qiáng)度為400 μmol photons·m-2·s-1和 600 μmol photons·m-2·s-1兩個(gè)處理中 TOC 變化趨勢(shì)基本一致（圖4a），即前3 d下降較快，在第3 d時(shí)降至最低值（去除率約為57%，表3），從第4 d開始，TOC含量開始上升。而光強(qiáng)為100 μmol photons·m-2·s-1處理中TOC在前5 d一直呈下降趨勢(shì)，從第5 d開始基本保持穩(wěn)定，去除率穩(wěn)定在40%左右。到試驗(yàn)結(jié)束時(shí)（第7 d），TOC去除效果最好的處理變成光強(qiáng)100 μmol photons·m-2·s-1處理（41.44%），而光照強(qiáng)度400 μmol photons·m-2·s-1和 600 μmol photons·m-2·s-1兩個(gè)處理中TOC去除率分別為27.77%和24.24%。400 μmol photons·m-2·s-1和 600 μmol photons·m-2·s-1兩處理中TOC含量出現(xiàn)增加的情況可能是由于藻體向水體中分泌有機(jī)物造成的[34]，因?yàn)楣庹帐怯绊慐PS產(chǎn)生的關(guān)鍵因子，較高的光照強(qiáng)度條件下會(huì)使藻體分泌的EPS含量顯著增加[35]，因而造成TOC含量上升。

圖4 不同光照強(qiáng)度下藻-菌系統(tǒng)對(duì)廢水中碳氮磷去除效果Figure 4 Purification of piggery digestate by microalgae-bacteria system under different light conditions

對(duì)不同光照強(qiáng)度下藻-菌系統(tǒng)中氮磷去除效果進(jìn)行研究，結(jié)果表明低光照強(qiáng)度處理（100 μmol pho?tons·m-2·s-1）中氮磷去除效果明顯不如高光照強(qiáng)度處理（400 μmol photons·m-2·s-1和 600 μmol photons·m-2·s-1）（圖 4，P＜0.01），而光照強(qiáng)度為 600 μmol photons·m-2·s-1和400 μmol photons·m-2·s-1處理間氮磷去除效果不存在顯著性差異（P＞0.05）。各處理中氨氮濃度在前3 d迅速下降，隨后基本保持穩(wěn)定，其中100 μmol photons·m-2·s-1處理穩(wěn)定在220 mg·L-1左右（去除率約為35%，表3），400 μmol photons·m-2·s-1和600 μmol photons·m-2·s-1處理穩(wěn)定在 130 mg·L-1左右（去除率約65%左右，表3）。各處理中總氮與氨氮有著相同的變化趨勢(shì)即前3 d迅速下降，隨后開始基本保持穩(wěn)定，光強(qiáng)為 100、400 μmol photons·m-2·s-1和 600 μmol photons·m-2·s-13個(gè)處理中總氮分別穩(wěn)定在230、128 mg·L-1和 140 mg·L-1，去除率維持在 37%、65%和63%左右（表3）。各處理總磷濃度在前2 d迅速下降，從第3 d開始光強(qiáng)為100 μmol photons·m-2·s-1處理中總磷呈緩慢下降，到第6 d基本穩(wěn)定在42 mg·L-1左右（去除率約為 26%）。而 400 μmol photons·m-2·s-1和600 μmol photons·m-2·s-1兩處理中總磷從第3 d開始基本保持穩(wěn)定，其值為24 mg·L-1和26 mg·L-1左右，去除率約為56%和52%（表2）。

光照是藻細(xì)胞進(jìn)行光合作用的前提條件，光照強(qiáng)度能夠影響藻細(xì)胞的光合作用效率，進(jìn)而對(duì)光合產(chǎn)氧能力產(chǎn)生影響。在低光強(qiáng)時(shí)，隨光照強(qiáng)度的增強(qiáng)，微藻生物量和產(chǎn)氧量增多，超過飽和光照強(qiáng)度時(shí)，微藻生長(zhǎng)受到抑制，光合產(chǎn)氧量也趨向穩(wěn)定[36]。本研究中光強(qiáng)為 400 μmol photons·m-2·s-1時(shí)微藻生物量（圖5a）和光合產(chǎn)氧量最高（圖5c），可認(rèn)為近具刺鏈帶藻Desmodesmus sp.CHXl的光飽和點(diǎn)可能在400 μmol photons·m-2·s-1附近。通過分析不同光照強(qiáng)度下微藻生物量（圖5a）、產(chǎn)氧特征（圖5c）和有機(jī)物降解特征（圖4a）可知，當(dāng)光照強(qiáng)度接近光飽和點(diǎn)附近時(shí)（400 μmol photons·m-2·s-1），微藻的生物量和光合產(chǎn)氧能力達(dá)到最大值，此時(shí)廢水中有機(jī)物被細(xì)菌分解或微藻吸收的量最大，去除效果最好；繼續(xù)增加光照強(qiáng)度（如600 μmol photons·m-2·s-1）并不能增加微藻生物量和提供光合產(chǎn)氧量，因而有機(jī)物去除效果并沒有提升；然而降低光照強(qiáng)度（如100 μmol photons·m-2·s-1）時(shí)，系統(tǒng)中微藻生物量和光合產(chǎn)氧能力明顯下降，有機(jī)物去除效果也隨之下降。

豬場(chǎng)沼液中的氮素主要以氨氮的形式存在，其在藻-菌共培養(yǎng)系統(tǒng)中的去除途徑主要包括微藻吸收、氨揮發(fā)、硝化作用等。由于光照強(qiáng)度為400 μmol pho?tons·m-2·s-1和600 μmol photons·m-2·s-1時(shí)，藻-系統(tǒng)中微藻生物量（圖5a）、光合產(chǎn)氧能力（圖5c）和pH（圖5b）明顯高于光強(qiáng)為100 μmol photons·m-2·s-1條件下，造成氨氮的3個(gè)去除過程（微藻吸收、氨揮發(fā)和硝化作用）在高光強(qiáng)下的表現(xiàn)更好，因此藻-菌系統(tǒng)在光照強(qiáng)度為400 μmol photons·m-2·s-1和600 μmol photons·m-2·s-1時(shí)對(duì)氨氮的去除效果要明顯優(yōu)于光強(qiáng)為100 μmol photons·m-2·s-1條件下（P＜0.01，圖4b）。光強(qiáng)為400 μmol photons·m-2·s-1和 600 μmol photons·m-2·s-1兩個(gè)系統(tǒng)中由于在微藻生物量、光合產(chǎn)氧能力和pH等方面均無顯著性差異（P＞0.05），故其氨氮去除效果也基本一致（圖4b）?？偭兹コ矫?，其去除途徑主要有藻體吸收[25]、吸附[33]和沉降[26]3種方式，故影響總磷去除效果的因素主要有微藻生長(zhǎng)情況、廢水pH及金屬離子含量等。由上述分析可知，光照強(qiáng)度對(duì)微藻生長(zhǎng)和pH影響較大，故其可通過影響藻-菌系統(tǒng)中微藻對(duì)磷的吸收及磷沉淀過程來影響總磷的去除效果。由于光強(qiáng)為400 μmol photons·m-2·s-1和600 μmol pho?tons·m-2·s-1兩個(gè)系統(tǒng)中微藻生物量和pH間均無顯著性差異（P＞0.05），故其對(duì)總磷的去除效果相當(dāng)。而光強(qiáng)為100 μmol photons·m-2·s-1處理中不論是微藻生物量還是pH條件均顯著低于前者，故其總磷去除效果也明顯更差（P＜0.01）。

圖5 不同光照強(qiáng)度條件下微藻生長(zhǎng)生物量、廢水中溶解氧和pH變化情況Figure 5 Variation of microalgae biomass，DO and pH in the wastewater under different light conditions

3 結(jié)論

（1）添加有機(jī)物降解菌不僅有助于促進(jìn)微藻的生長(zhǎng)，還能促進(jìn)廢水中碳氮磷的去除效果，其中總有機(jī)碳、氨氮和總磷的去除率分別提高了13.40%、3.39%和5.90%。

（2）將藻-菌系統(tǒng)溫度控制在30℃時(shí)更利于近具刺鏈帶藻生長(zhǎng)和沼液的凈化，其中微藻生物量、TOC、-N和TP去除率最高值分別為2.21 g·L-1、72.64%、45.41%和26.66%。

（3）將藻-菌系統(tǒng)光照強(qiáng)度控制在400 μmol pho?tons·m-2·s-1時(shí)系統(tǒng)中微藻生長(zhǎng)情況及氮磷去除效果最佳，其中微藻生物量、TOC、NH+4-N和TP去除率最高值分別為2.35 g·L-1、57.03%、68.01%和59.66%。