趙懸懸， 朱光燦， 許麗娟， 呂錫武

(1.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京210096;2.東南大學(xué)無錫太湖水環(huán)境工程研究中心，江蘇 無錫214135)

近年來，太湖流域地區(qū)經(jīng)濟(jì)飛速發(fā)展，人口、企業(yè)數(shù)量與日俱增。與此同時，大量未經(jīng)處理的生活污水和工業(yè)污水不斷注入太湖，使得太湖水體富營養(yǎng)化愈加嚴(yán)重，最終導(dǎo)致太湖水華產(chǎn)生。2007 年太湖藍(lán)藻大暴發(fā)，藍(lán)藻形成的水華大量堆積在湖面，導(dǎo)致無錫城市供水危機(jī)并嚴(yán)重破壞水體生態(tài)［1-2］。目前，太湖藍(lán)藻的處理仍以機(jī)械或人工打撈為主，這種方法能大量去除湖泊藍(lán)藻水華，降低水體營養(yǎng)水平，可在水華藍(lán)藻大量堆積的區(qū)域快速達(dá)到改善水環(huán)境的目的。但是打撈只是權(quán)宜之計，并未從根本上解決問題。主要原因在于，機(jī)械或人工打撈上岸的藍(lán)藻含水率大于99%，常規(guī)的掩埋等措施難以處置，最終導(dǎo)致藍(lán)藻大量存積，并經(jīng)自然腐解形成陳藻。陳藻藻液具有高有機(jī)物、高氮磷含量和腐敗發(fā)臭的特點，長期堆積會對周圍環(huán)境造成嚴(yán)重破壞。目前，國內(nèi)外對陳藻的研究仍處于起步階段，對陳藻的形成過程及處理技術(shù)等方面的研究較少，直接導(dǎo)致人們在陳藻處理方式上的盲目性。

鑒于上述情況，本試驗擬開展藍(lán)藻自然腐解特性研究，探究藍(lán)藻腐解過程中有機(jī)物降解、氮磷積累和葉綠素降解等方面的規(guī)律，并提出較為適宜的陳藻處理及資源化利用方式，為工程實踐提供指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

自然腐解試驗所用的藍(lán)藻取自宜興市周鐵鎮(zhèn)符瀆港藍(lán)藻打撈站，含固率為7.3%，藻漿中主要污染物指標(biāo):化學(xué)需氧量(COD)77 500.0 mg/L，總氮3 247.5 mg/L，總磷273.5 mg/L，NO3--N 464.0 mg/L，NH4+-N 840.3 mg/L。試驗自2011 年9 月23 日至10 月23 日。

1.2 試驗方法

試驗所用的裝置(圖1)為有機(jī)玻璃制成的圓柱體容器，直徑0.35 m，高度0.50 m，有效容積40 L。容器上部設(shè)有1 臺攪拌器，轉(zhuǎn)速可調(diào)，腐解過程中轉(zhuǎn)速保持在3 r/min，取樣前調(diào)至15 r/min并保持30 s，取樣時停止攪拌。藻漿由容器頂部一次性投入25 L，之后每3 d 取1 次樣，進(jìn)行水質(zhì)分析。由于本試驗所用的容器敞口面積較小，因而忽略水分蒸發(fā)的影響。

1.3 分析項目及方法

圖1 腐解試驗裝置圖Fig.1 Schematic diagram of the experimental reactor

1.3.2 葉綠素含量測定 葉綠素-a 采用丙酮提取-分光光度法測定。

1.3.3 微量有機(jī)物GC/MS 測定 用0.45 μm 濾膜過濾后測定微量有機(jī)物，采用THERMO FISHER(賽默飛世爾)公司的Thermo Scientific 分析儀器，其型號為:Triplus TraceGC ITQ1100，毛細(xì)管型號為Thermo TR-5ms，30 m×0.25 mm×0.25 μm。

進(jìn)樣口溫度:250 ℃;載氣流速1.2 ml/min，恒流不分流進(jìn)樣;柱溫:初溫40 ℃，保持3 min，以8℃/min升至250 ℃，保持3 min，以30 ℃/min升至280 ℃，保持3 min;傳輸線溫度:250 ℃;離子源溫度:250 ℃;溶劑延遲4.5 min;質(zhì)量掃描方式為全掃描;質(zhì)量范圍為35 ～350 amu。

1.3.4 藻毒素測定［3-5］總微囊藻毒素-LR 含量(TMC-LR，即胞內(nèi)與胞外MC-LR 之和)和胞外微囊藻毒素-LR(EMC-LR)含量采用高效液相色譜(HPLC)法測定。

藻毒素提取:將取得的樣品按5%比例加入冰醋酸，混合過夜，用0.45 μm 濾膜(有機(jī))過濾，濾液用于TMC-LR 含量測定［EMC-LR 測定樣品直接用0.45 μm 濾膜(有機(jī))過濾，濾液備用］;將濾液通入已活化的Supelco 固相萃取(SPE)柱中以富集微囊藻毒素(MC-LR)，濾液過柱速度不大于5 ml/min;而后依次用40 ml 去離子水、20 ml 10%甲醇溶液、20 ml 20%甲醇溶液淋洗SPE 柱，去除MC-LR 之外的雜質(zhì);用0.1% 三氟乙酸-甲醇溶液5 ml 分3 次洗脫SPE 柱，將MC-LR 溶出，置于5 ml 帶刻度錐滴管中;應(yīng)用MTN-2800D 型氮吹儀將錐底管中液體蒸發(fā)至0.2 ml，再用0.1% 三氟乙酸-甲醇溶液定容至0.4 ml;將定容后的樣品用0.45 μm 針頭過濾器過濾，濾液放入樣品瓶，-20 ℃保存待測。

2 結(jié)果

2.1 化學(xué)需氧量(COD)變化規(guī)律

COD 的變化情況如圖2 所示，可以看出，隨著腐解時間的推移，藻漿中的COD 逐漸降低，且呈現(xiàn)出“前期慢、中期快、后期穩(wěn)”的規(guī)律。至試驗結(jié)束時，COD 已 由 進(jìn) 料 時 的77 500 mg/L 降 至46 260 mg/L，降解率達(dá)到40.3%。腐解試驗前6 d，由于水解酸化作用的進(jìn)行，藻漿的pH 值由6.80 下降至5.49(圖3)，此時大分子有機(jī)物并未完全分解為易降解的小分子有機(jī)物，因而COD 的降解速率相對較慢;腐解試驗6 ～24 d 期間，腐解系統(tǒng)整體處于缺氧狀態(tài)(溶解氧濃度約0.4 mg/L)，局部處于厭氧狀態(tài)(溶解氧濃度小于0.2 mg/L)，藻漿的pH 值由5.49上升至6.93(圖3)，一定程度上表征著自然腐解系統(tǒng)水解酸化階段的結(jié)束。此時可以觀察到腐解系統(tǒng)內(nèi)藻漿出現(xiàn)膨脹且有氣泡產(chǎn)生，大量小分子有機(jī)物分解轉(zhuǎn)化成甲烷、CO2等氣體逸出，導(dǎo)致COD 下降速率加快;試驗24 d 后，COD 趨于穩(wěn)定，保持在48 280 mg/L左右。COD 的變化規(guī)律說明藻漿在自然腐解過程中有機(jī)物存在一定的降解，這在一定程度上減輕了陳藻后續(xù)處理的負(fù)荷。

圖2 藻漿中化學(xué)需氧量(COD)隨腐熟時間的變化Fig.2 Change of chemical oxygen demand(COD)during decomposition of cyanobacteria liquid

2.2 葉綠素a 變化規(guī)律

圖3 藻漿中pH 值隨腐熟時間的變化Fig.3 Variation of pH during decomposing period of the cyanobacteria liquid

葉綠素a 是表征浮游植物生物量最常用的指標(biāo)之一，是藻類細(xì)胞重要組成成分。藻漿中葉綠素a的變化規(guī)律如圖4 所示，可以看出，試驗啟動時，藻漿中葉綠素a 的濃度高達(dá)113.5 mg/L，試驗周期結(jié)束時降至最低(15.3 mg/L)，去除率達(dá)到86.5%。與COD 的降解不同，葉綠素a 的降解呈現(xiàn)“前期快、中期慢、后期穩(wěn)”的規(guī)律。腐解試驗1 ～6 d，葉綠素a 的降解速率最快，其濃度呈線性降低。試驗6 ～21 d，降解速率逐步減慢，但葉綠素濃度仍穩(wěn)步降低。腐解試驗21 d 后，葉綠素a 濃度趨于穩(wěn)定，保持在16.0 mg/L 左右。有研究表明，生物監(jiān)測中葉綠素a的濃度與藻類密度有著良好的線性關(guān)系［6］。據(jù)此可認(rèn)為藻漿自然腐解過程中，葉綠素a 的降解規(guī)律一定程度上反映了藻類密度的下降情況，即藻類密度在腐熟過程前3 周迅速下降而后趨于穩(wěn)定。另外，由圖4 還可以看出，腐解試驗結(jié)束時葉綠素a 并未降解完全，這部分葉綠素可能是由非藻類的浮游植物產(chǎn)生的。

圖4 藻漿中葉綠素a 濃度隨腐熟時間的變化Fig.4 Change of chlorophyll-a during decomposition of cyanobacteria liquid

2.3 氮、磷變化規(guī)律

如圖5 所示，從試驗啟動至24 d，藻漿中NH4+-N含量始終保持著強(qiáng)勁的增長勢頭，由840.3 mg/L增長至2 079.0 mg/L，之后趨于穩(wěn)定，保持在2 095.8 mg/L 左右，這一階段腐解系統(tǒng)呈現(xiàn)整體缺氧而局部厭氧的狀態(tài)，隨著腐解過程進(jìn)行，藻類殘體中的有機(jī)氮會生成NH4+-N［7］。加之，試驗期間藻漿的pH 處在5.49 ～6.95 的偏酸性區(qū)間，不利于NH4+-N 形成NH3釋放到空氣中，因而出現(xiàn)NH4+-N 的大量積累。與NH4+-N 的變化不同，NO3--N 的變化呈先增后減的趨勢。從試驗啟動至3 d，藻漿中的NO3--N 濃度由464.0 mg/L增長至576.8 mg/L，這一階段腐解系統(tǒng)內(nèi)部存在一定量的溶解氧，部分NH4+-N 在微生物的作用下轉(zhuǎn)化為NO3--N，因而NO3--N 濃度有所升高。之后至試驗結(jié)束，NO3--N 濃度不斷下降至10.6 mg/L。這一階段腐解系統(tǒng)整體處于缺氧狀態(tài)，NO3--N 在反硝化作用下不斷減少。

如圖6 所示，整個試驗過程中，藻漿中總磷的變化甚微，平均濃度為314.1 mg/L，少量的增長可能是由水分蒸發(fā)所致。相比之下，總氮存在著較為明顯的減少趨勢，從試驗啟動至18 d，藻漿中總氮濃度由3 247.5 mg/L降至2 782.5mg/L，之后趨于穩(wěn)定并保持在2 764.4 mg/L左右?？偟臏p少主要通過兩種方式:(1)NH4+-N 水解形成NH3;(2)NO3--N 反硝化形成N2，兩種氣體釋放到空氣中造成氮素的流失。藻漿中NH3的生成反應(yīng)受到pH 抑制，因而NO3--N 反硝化生成N2所引起的氮素流失成為總氮減少的主要形式，這通過對比NO3--N 與總氮減少量可得到證明。

浙江專員辦順應(yīng)轉(zhuǎn)型趨勢，突出管理思維，聚焦事前事中環(huán)節(jié)，努力在問題研究的深度、政策建議的高度和系統(tǒng)糾偏的廣度上下工夫，不斷提升財政金融監(jiān)管的權(quán)威性。

圖5 藻漿中NO3－-N 和NH4+-N 含量隨腐熟時間的變化Fig.5 Changes of NO3－-N and NH4+-N contents during decomposition of cyanobacteria liquid

2.4 藍(lán)藻腐解前后有機(jī)組分GC/MS 分析

藍(lán)藻腐解前后藻液中揮發(fā)性半揮發(fā)性有機(jī)組分定性分析結(jié)果見表1。可以看出，新鮮藻漿中存在63種有機(jī)物，包括羧酸類10 種，醇、酚及酮類物質(zhì)8 種，烷烯烴類2 種，酯類14 種，胺類11 種，其他18 種，其中相似度大于70%的有39 種。自然腐解30 d，藻漿中存在40 種有機(jī)物，包括羧酸類6 種，醇、酚及酮類物質(zhì)7 種，烷烯烴類2 種，酯類3 種，胺類9 種，其他13 種，相似度大于70%的有20 種。

圖6 藻漿中總氮、總磷含量隨腐熟時間的變化Fig.6 Changes of total nitrogen and total phosphorus contents during decomposition of cyanobacteria liquid

由表1 還可以看出，經(jīng)過自然腐解，藻漿中酯類物質(zhì)大量減少，說明酯類屬于易降解有機(jī)物，可在自然腐解過程中發(fā)生水解作用，并產(chǎn)生了酸、醇等物質(zhì)。另外，自然腐解過程對微量有機(jī)物去除率較低，只有36.50%。殘存微量有機(jī)物中，已被確認(rèn)為致癌物的有1 種，促癌物、輔致癌物有2 種［8-10］，被列入中國環(huán)境優(yōu)先污染物“黑名單”的有2 種［11］。對比表2 中峰面積的結(jié)果可知，經(jīng)過自然腐解處理后藻漿中易降解有機(jī)物基本得以降解，而難降解物質(zhì)的去除率也可達(dá)到60%以上，并且這一過程中并無新物質(zhì)產(chǎn)生。綜合分析認(rèn)為，藻漿通過自然腐解過程，可生化性有所提高，為后續(xù)處理與資源化利用提供了條件。

2.5 微囊藻毒素變化規(guī)律

由圖7 可知，新鮮藍(lán)藻的微囊藻毒素主要存在于藍(lán)藻細(xì)胞中。隨著腐解過程的進(jìn)行，藍(lán)藻細(xì)胞逐漸破裂，細(xì)胞內(nèi)藻毒素不斷溶出，致使胞外藻毒素(EMC-LR)的含量逐漸增大。EMC-LR 含量與總微囊藻毒素(TMC-LR)含量的差距不斷減小。當(dāng)腐解進(jìn)行到第9 d 時，EMC-LR 含量達(dá)到最大(415.89 μg/L)，與TMC-LR 含量已相差很小，說明此時藍(lán)藻細(xì)胞內(nèi)的藻毒素達(dá)到最大程度釋放。由圖7 還可以看出，藻漿中的TMC-LR 逐漸被降解，至試驗結(jié)束時，其含量已由進(jìn)料時的494.26 μg/L降至11.39 μg/L，降解率達(dá)到97.7%。與COD 的變化規(guī)律相似，TMC-LR 的降解亦呈現(xiàn)出“前期慢、中期快、后期穩(wěn)”的規(guī)律。腐解0 ～9 d 內(nèi)，TMC-LR 降解速率較低，原因可能是細(xì)胞內(nèi)的藻毒素未能充分溶出從而導(dǎo)致降解速率較為緩慢。腐解9 d 之后，藍(lán)藻細(xì)胞內(nèi)的藻毒素達(dá)到最大程度釋放，TMC-LR 降解速率也隨之增大。24 d 后，TMC-LR 含量達(dá)到穩(wěn)定，保持在12.39 μg/L左右。由藻毒素的降解規(guī)律可以看出，藻漿自然腐解過程對TMC-LR 有著顯著的降解效果，這在一定程度上提高了陳藻資源化利用的安全性。

表1 新鮮藻漿與腐解藻漿有機(jī)組分定性分析結(jié)果對比Table 1 Comparison of qualitative analysis of organic components between fresh cyanobacteria liquid water and decomposed cyanobacteria liquid

續(xù)表1 Continued table 1

3 討論

對比圖2、圖4、圖5 及圖7 可知，化學(xué)需氧量、葉綠素a、NH4+-N 及TMC-LR 分別在試驗進(jìn)行到24 d、21 d、24 d、24 d 時達(dá)到穩(wěn)定。其中有機(jī)物、NH4+-N及TMC-LR 在同一時間達(dá)到穩(wěn)定并且遲于葉綠素指標(biāo)的穩(wěn)定，可考慮用三者之一的穩(wěn)定時間來表征藻漿的腐解期。本試驗過程平均水溫為25.9 ℃，此時藻漿的腐解期為24 d。

圖7 藻漿中藻毒素含量隨腐熟時間的變化Fig.7 Change of microcystin-LR content during decomposition of cyanobacteria liquid

腐解試驗結(jié)束時，藻漿已基本形成陳藻，其有機(jī)質(zhì)及氮磷含量較高，其中COD、總氮、總磷的濃度分別達(dá)到46 300 mg/L、2 765.8 mg/L、304.1 mg/L。對于陳藻的處理要充分考慮有機(jī)質(zhì)及氮磷的資源化利用并選擇合理的方式。從有機(jī)質(zhì)利用的角度出發(fā)，宜選擇厭氧發(fā)酵，因為厭氧發(fā)酵可以在降解有機(jī)質(zhì)的同時生產(chǎn)出生物能源或具有高附加值的產(chǎn)品。從氮磷利用的角度出發(fā)，宜選擇農(nóng)肥灌溉。研究表明在氮缺乏的地區(qū)施用藍(lán)藻生物肥料對水稻的生長和增產(chǎn)有利［12］;姜繼輝等研究發(fā)現(xiàn)施用藍(lán)藻發(fā)酵液和新鮮藍(lán)藻的土壤總氮、有效磷和有機(jī)質(zhì)含量顯著增加［13］。

對比厭氧發(fā)酵與農(nóng)肥灌溉技術(shù)，筆者認(rèn)為宜將后者作為陳藻處理的首選方式。原因有兩個方面:首先，陳藻中氨氮濃度過高不利于其厭氧產(chǎn)沼氣，Walter 等［14］研究表明高濃度的氨態(tài)氮(NH3-N)抑制了厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷，在消化過程中，當(dāng)氨氮增加到2 000 mg/L 以上時，甲烷產(chǎn)量降低;其次，相比于農(nóng)肥灌溉，厭氧發(fā)酵投資較大，對技術(shù)的要求較高，運(yùn)行管理也較為復(fù)雜。

［1］ 朱 喜. 太湖藍(lán)藻大暴發(fā)的警示和啟發(fā)［J］. 上海企業(yè)，2007，7(2):7-13.

［2］ 祖慧琳，朱 煜，鄭典元，等.太湖藍(lán)藻水華污染對黃顙魚遺傳多樣性的影響［J］.江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，40(4):37-40.

［3］ 張立將，尹立紅，浦躍樸. 水中微囊藻毒素高效液相色譜檢測與前處理條件優(yōu)化［J］. 東南大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版，2005，35(3):447-452.

［4］ CHEN W，LI L，GAN N，et al. Optimization of an effective extraction procedure for the analysis of microcystins in soils and lake sediments［J］. Environ Pollut，2006，143(2):241-246.

［5］ MORENO I M，MOLINA R，JOS A，et al. Determination of microcystins in fish by solvent extraction and liquid chromatography［J］. J Chromatogr A，2005，1080(2):199-203.

［6］ 于海燕，周 斌，胡尊英，等. 生物監(jiān)測中葉綠素a 濃度與藻類密度的關(guān)聯(lián)性研究［J］. 中國環(huán)境監(jiān)測，2009，25(6):40-43.

［7］ 盛 東，徐兆安，高 怡. 太湖湖區(qū)“黑水團(tuán)”成因及危害分析［J］. 水資源保護(hù)，2010，20(3):41-44.

［8］ 鄭曼英，李麗桃. 垃圾滲液中有機(jī)污染物初探［J］. 重慶環(huán)境科學(xué)，1996，18(4):41-43.

［9］ 朱惠岡，俞順章. 飲水中致癌、致突變物(上)［J］. 環(huán)境保護(hù)，1985(3):28-30.

［10］ 朱惠岡，俞順章. 飲水中致癌、致突變物(下)［J］. 環(huán)境保護(hù)，1985(4):21-23.

［11］ 周文敏，傅德黔，孫宗光. 水中優(yōu)先控制污染物黑名單的確定［J］. 環(huán)境科學(xué)研究，1991，4 (6):9-12.

［12］ TRIPATHI R D，DWIVEDI S，SHUKLA M K，et al. Role of blue green algae biofertilizer in ameliorating the nitrogen demand and fly-ash stress to the growth and yield of rice(Oryza sativa L.)plants［J］.Chemosphere，2008，70:1919-1929.

［13］ 姜繼輝，嚴(yán)少華，陳 巍，等. 太湖藍(lán)藻發(fā)酵后沼渣和沼液的肥效研究［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報，2009，25(5):1025-1028.

［14］ WUJCIK W J，JEWELL W J. Dry anaerobic fermentation［J］.Biotechnol Bioeng Symp，1980，10:43-65.