濮振宇 劉明 鄧兵 高其雙 彭霞 譚珺雋 姜夢(mèng)付 王蓮芳 冉志平 馮小婷

摘要：微藻凈化豬場(chǎng)沼液是一種環(huán)保的、低成本的、前景廣闊的資源再利用方式。通過(guò)對(duì)沼液的營(yíng)養(yǎng)優(yōu)化來(lái)提高微藻的凈化效率，包括氨氮濃度的控制，碳氮比、氮磷比的合理調(diào)配，以及過(guò)量重金屬、抗生素脅迫作用的消除。這些優(yōu)化將為微藻凈化沼液產(chǎn)業(yè)化發(fā)展打下基礎(chǔ)。

關(guān)鍵詞：微藻;豬場(chǎng)沼液;營(yíng)養(yǎng)優(yōu)化

中圖分類號(hào)：S216.4;X71? ? ? ? ?文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：0439-8114（2019）09-0048-04

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2019.09.011? ? ? ? ? ?開(kāi)放科學(xué)（資源服務(wù)）標(biāo)識(shí)碼（OSID）：

Abstract： Piggery biogas slurry purification by microalgae is an environment-friendly， low-cost and promising resource reuse mode. The purification efficiency of microalgae was improved by the nutrition optimization of the biogas slurry， including the control of ammonia nitrogen concentration， proper adjustment of C/N，N/P and the elimination of stress effects from excessive heavy metals and antibiotics. These optimization will lay a foundation for industrial development of microalgae purification of biogas slurry.

Key words： microalgae; piggery biogas slurry; nutrition optimization

據(jù)估計(jì)，未來(lái)10年，萬(wàn)頭規(guī)模以上的豬場(chǎng)出欄量將占總出欄量的60%以上[1]。伴隨規(guī)?；B(yǎng)豬場(chǎng)興起的是巨大的糞污處理壓力，養(yǎng)殖糞污必須經(jīng)過(guò)嚴(yán)格科學(xué)的處理才能達(dá)到環(huán)保要求。當(dāng)前規(guī)模化豬場(chǎng)主要采用固液分離-厭氧發(fā)酵的組合方式對(duì)糞尿進(jìn)行前期處理。經(jīng)固液分離后的養(yǎng)殖廢水進(jìn)入?yún)捬醢l(fā)酵系統(tǒng)后，水中的大分子有機(jī)物經(jīng)過(guò)水解、產(chǎn)酸菌和產(chǎn)甲烷菌的共同作用最終生成沼氣，厭氧發(fā)酵后出水質(zhì)量大幅改善，但水中氮、磷、化學(xué)需氧量（COD）、重金屬等指標(biāo)相較于排放或是農(nóng)業(yè)灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)仍然超標(biāo)[2]。因此，厭氧發(fā)酵后沼液的后處理流程必不可少。目前采用的后續(xù)工藝主要有A/O曝氣、序批式活性污泥法（SBR）以及人工濕地等[3]。但這些方法都存在一定不足，如A/O曝氣法處理效果不徹底。SBR法設(shè)備投入巨大，能耗高，運(yùn)行管理及維護(hù)成本高。人工濕地法需要的土地面積較大，不適合土地資源較為稀缺的地區(qū)，且處理效果不穩(wěn)定。因此，尋找一種適用范圍更廣、更加環(huán)保、成本更低的沼液凈化方法成為亟待解決的問(wèn)題。

近年來(lái)利用微藻（Scendesmus sp.）凈化成為研究熱點(diǎn)。王利燕等[4]研究表明，相較于四尾柵藻和小球藻，斜生柵藻對(duì)沼液中總氮和氨態(tài)氮的去除效果最佳，在16倍稀釋的沼液中總氮、總磷的清除率分別達(dá)到88%、97%。劉林林等[5]利用小樁藻處理豬場(chǎng)沼液，氨氮和總磷的去除率分別達(dá)到了96.88%和95.88%。這種方法實(shí)現(xiàn)了資源的循環(huán)利用，具有廣闊的應(yīng)用前景。但藻液凈化也受到沼液營(yíng)養(yǎng)成分、培養(yǎng)條件等因素的影響，而沼液中的碳、氮、磷等元素是制約藻類生長(zhǎng)的重要營(yíng)養(yǎng)元素，因此本研究結(jié)合沼液的發(fā)酵特點(diǎn)和微藻生長(zhǎng)需求，著重從微藻對(duì)氨態(tài)氮的耐受，碳、氮、磷比例的調(diào)和以及金屬離子、生長(zhǎng)調(diào)節(jié)因子濃度的控制角度出發(fā)，討論發(fā)酵后沼液的營(yíng)養(yǎng)控制。

1? 氨態(tài)氮的耐受限度和調(diào)控

固液分離后的糞污經(jīng)過(guò)厭氧發(fā)酵，沼液中的氮元素主要以氨態(tài)氮形式存在[6]。豬場(chǎng)厭氧發(fā)酵沼液中氨態(tài)氮含量一般占總氮的比例高達(dá)70%[7]。研究表明，微藻通常優(yōu)先利用沼液中的氨態(tài)氮，直至氨態(tài)氮耗盡才開(kāi)始利用硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮[8]。因此，微藻養(yǎng)殖是一種高效清除沼液中過(guò)量氮元素的方法。但是沼液中高濃度的氨態(tài)氮也會(huì)對(duì)微藻生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用，這可能是由于高濃度的氨態(tài)氮會(huì)引起藻細(xì)胞內(nèi)的活性氧自由基（ROS）增多，大量活性氧自由基破壞了細(xì)胞內(nèi)膜結(jié)構(gòu)，同時(shí)降低葉綠素含量[9]。研究表明，不同藻類對(duì)氨態(tài)氮的耐受量不同[10]。當(dāng)氨態(tài)氮濃度達(dá)到200～500 mg/L時(shí)，微藻生物質(zhì)下降到70%[11]。螺旋藻在氨態(tài)氮濃度達(dá)到60 mg/L時(shí)就已經(jīng)無(wú)法生存[12]?？偟膩?lái)說(shuō)，藍(lán)藻相對(duì)于綠藻對(duì)氨態(tài)氮的耐受性更強(qiáng)，但是仍然無(wú)法耐受含高濃度氨態(tài)氮的沼液。而規(guī)?；B(yǎng)殖豬場(chǎng)沼液中的氨態(tài)氮含量一般在100～2 000 mg/L[13]，在利用藻類凈化之前必須采取合適的方法控制沼液中的氨態(tài)氮濃度。

目前降低沼液氨態(tài)氮濃度的物理化學(xué)方法主要有稀釋、提高pH、曝氣、吸附等。稀釋法簡(jiǎn)單易行，但造成了大量的水資源浪費(fèi)，不具有環(huán)?？尚行?。提高pH可以促進(jìn)沼液NH4+以氨氣的形式揮發(fā)到空氣中，可以通過(guò)向沼液中加入生石灰調(diào)節(jié)pH至11以上，同時(shí)配合升溫和A/O曝氣等方法促進(jìn)氨氣從沼液中逸出。但這也帶來(lái)一些新的問(wèn)題，pH偏高的沼液一般不適合用來(lái)養(yǎng)藻，后續(xù)還需要加酸來(lái)調(diào)節(jié)pH，另外氨氣的揮發(fā)造成了二次污染。吸附法常選用沸石作為吸附劑，通過(guò)吸附和陽(yáng)離子交換作用降低沼液中的氨態(tài)氮[14]。

其次，也可借鑒工業(yè)污水的處理方法，如電解法、序批式活性污泥法、序批式生物膜反應(yīng)器（SBBR）和各種集成工藝等。其中電解法是一種城市和工業(yè)污水處理的新技術(shù)，主要是利用電流在沼液中產(chǎn)生強(qiáng)氧化能力的氧化劑，將大分子難降解的有機(jī)物氧化成毒害作用較小的小分子有機(jī)物[14]，也可將沼液中的氨態(tài)氮氧化成硝態(tài)氮?？傊@些工廠化處理流程在降低厭氧發(fā)酵沼液中的氨態(tài)氮的同時(shí)，還能降低COD，且處理過(guò)程可控、處理時(shí)間相對(duì)較短。但這些工藝的運(yùn)行成本較高、設(shè)備較多，維護(hù)管理量大，需要專門的技術(shù)人員管理。

此外，研究表明某些特定的菌種也可以用來(lái)降解污水中的氨態(tài)氮，目前研究較多的是枯草芽孢桿菌。Xiao等[15]利用固定化的芽孢桿菌來(lái)去除城市污水中的NH4+-N，清除率達(dá)到了99.55%。王濤等[16]在土壤中分離篩選出一株對(duì)氨態(tài)氮具有高降解能力的枯草芽孢桿菌，并用它處理氨態(tài)氮濃度為50 mg/L的模擬廢水，結(jié)果表明48 h內(nèi)氨態(tài)氮的降解率可以達(dá)到95.5%。隨著現(xiàn)代酶工程技術(shù)的發(fā)展，各種功能酶產(chǎn)品已經(jīng)廣泛應(yīng)用到化工、飼料等各個(gè)領(lǐng)域，有研究表明利用生物酶制劑降解生活污水中的氨態(tài)氮去除率高達(dá)95.1%[17]。但目前這些微生物和酶制劑處理的多為城市污水，其中的氨態(tài)氮含量相較于養(yǎng)殖廢水而言更低。這些細(xì)菌和酶制劑能否在養(yǎng)殖廢水中發(fā)揮功能尚有待進(jìn)一步研究。為了提高沼液氨態(tài)氮的清除效率，也可以采用各種處理方法的組合，比如電解法和吸附法的組合，菌、藻聯(lián)合處理等。

2? 碳氮比、氮磷比的合理調(diào)配

微藻凈化的主要目的在于去除沼液中過(guò)量的氮、磷，因?yàn)轲B(yǎng)殖污水氮、磷的長(zhǎng)期過(guò)量外排會(huì)造成土壤和地表水的富營(yíng)養(yǎng)化，對(duì)土壤和水源生態(tài)造成惡性影響。對(duì)于微藻而言，碳、氮、磷都是其合成自身細(xì)胞骨架、進(jìn)行各種代謝活動(dòng)必需的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)。但是豬場(chǎng)廢水在經(jīng)過(guò)厭氧消化之后，氮含量高，碳、磷含量較低，導(dǎo)致碳氮比（C/N）偏低、氮磷比（N/P）偏高，沼液的可生化性差。失衡的C/N、N/P不利于藻類的正常生長(zhǎng)，進(jìn)而影響微藻對(duì)沼液氮、磷的清除率。

碳氮比會(huì)影響微藻的生物量和油脂積累。異養(yǎng)培養(yǎng)小球藻的C/N為4∶1～5∶1時(shí)，小球藻的生長(zhǎng)狀況較好，生物量積累較快[18]。Chen等[19]發(fā)現(xiàn)在異養(yǎng)培養(yǎng)小球藻（Chlorella sorokiniana）的試驗(yàn)中，C/N在20左右時(shí)為氮限制和碳限制的轉(zhuǎn)換點(diǎn)，細(xì)胞內(nèi)脂質(zhì)含量達(dá)到最小值。因此，可根據(jù)培養(yǎng)目的的不同選擇合適的C/N。對(duì)于N/P而言，Rahman等[20]認(rèn)為N/P為16時(shí)最有利于藻類的生長(zhǎng)，也有研究發(fā)現(xiàn)N/P為7時(shí)更適于Chlorella vulgaris的生長(zhǎng)[21]。因此，適宜的碳氮比和氮磷比都應(yīng)針對(duì)特定的藻種，而且與碳、氮、磷的來(lái)源以及沼液的pH都有關(guān)，因?yàn)檫@些因素都會(huì)影響微藻對(duì)碳、氮、磷的利用效率。在工廠化開(kāi)展微藻凈化沼液時(shí)，應(yīng)根據(jù)微藻對(duì)氮、磷的實(shí)際清除率決定是否要額外補(bǔ)充碳、磷，當(dāng)這些元素的缺乏已經(jīng)成為藻類生長(zhǎng)的限制性因素時(shí)，可以考慮額外添加碳源或磷源以促進(jìn)整體的凈化效率。

目前利用微藻凈化沼液一般都向培養(yǎng)體系中補(bǔ)充CO2，這不僅不會(huì)造成資源的二次浪費(fèi)，而且有利于消除溫室效應(yīng)，同時(shí)也可以維持培養(yǎng)體系的pH的相對(duì)穩(wěn)定。因?yàn)槲⒃謇脽o(wú)機(jī)碳源會(huì)使碳酸鹽的平衡發(fā)生變化，引起氫氧根離子富集，導(dǎo)致pH逐漸升高[22]。

3? 重金屬離子濃度的控制

豬場(chǎng)厭氧發(fā)酵后的沼液中含有鉀、鎂、銅、鐵、鋅、錳、砷、鎘等多種金屬離子，其中的重金屬如果得不到有效處理而直接排向外部環(huán)境會(huì)造成重金屬污染。有些重金屬離子是微藻生長(zhǎng)所必需的微量營(yíng)養(yǎng)素，如銅、鋅、錳等，所以利用微藻來(lái)降低沼液中的重金屬含量具有可行性。當(dāng)污水中的重金屬含量不高時(shí)，使用微藻吸附重金屬離子是一種相對(duì)低成本、高效、易操作的處理方式。

微藻吸附金屬離子大致可通過(guò)4種機(jī)制實(shí)現(xiàn)，即細(xì)胞表面配位、離子交換、氧化還原以及微量沉淀[23]。這些金屬離子在被吸收后，可以參與構(gòu)成細(xì)胞內(nèi)各種結(jié)構(gòu)物質(zhì)、金屬酶等，保證藻細(xì)胞各種生理功能的正常進(jìn)行。例如鎂和鐵離子可以參與細(xì)胞內(nèi)葉綠體的構(gòu)成，進(jìn)而影響藻類的光合作用積累碳水化合物。同時(shí)鐵又是浮游植物光合電子傳遞鏈和呼吸鏈的重要組成部分[24，25]。但重金屬離子對(duì)于微藻生長(zhǎng)也具有二向性，存在高濃度重金屬脅迫的現(xiàn)象[26]。凌娜等[25]研究發(fā)現(xiàn)，鐵的濃度為25 μmoL/L時(shí)，小球藻的生長(zhǎng)最佳，營(yíng)養(yǎng)成分含量最高，當(dāng)鐵濃度超過(guò)50 μmoL/L，小球藻開(kāi)始死亡。類似的結(jié)果也出現(xiàn)在銅離子對(duì)綠色微囊藻（Microcystis ciridis）生長(zhǎng)的影響上，低濃度Cu2+（0.001～0.100 mg/L）對(duì)綠色微囊藻生長(zhǎng)有促進(jìn)作用，而高濃度Cu2+（>1 mg/L）降低了藻細(xì)胞密度、葉綠素a以及微囊藻毒素的含量，抑制了綠色微囊藻的增殖[27]。當(dāng)Cu2+濃度高于100 μmoL/L時(shí)，斜生柵藻（Scenedesmus obliquus）生長(zhǎng)會(huì)受到抑制，光合作用會(huì)隨脅迫時(shí)間延長(zhǎng)不斷削弱[28]。不同的藻種對(duì)于重金屬的耐受性不同，斜生柵藻的耐受性就比小球藻更強(qiáng)[26]，因此在使用微藻凈化時(shí)，可根據(jù)沼液中重金屬含量的特點(diǎn)，有針對(duì)性地選擇藻種或是預(yù)先進(jìn)行藻種馴化。此外，可以使用吸附劑來(lái)降低重金屬離子濃度。吸附劑如沸石，可以通過(guò)陽(yáng)離子交換來(lái)實(shí)現(xiàn)沸石中堿土金屬和沼液中重金屬離子的交換，達(dá)到清除重金屬離子的目的，但是處理成本較高。一些廉價(jià)的吸附劑如殼聚糖、海泡石、膨潤(rùn)土、泥炭等也具有吸附重金屬離子的能力，但對(duì)不同種類的重金屬離子吸附能力不同[29]。

4? 抗生素含量的控制

為了豬群的健康，規(guī)模化養(yǎng)豬場(chǎng)會(huì)在飼養(yǎng)的各個(gè)階段使用抗生素。攝取的抗生素則會(huì)在動(dòng)物食品、糞便中殘留。其中用于預(yù)防和治療畜禽疾病的抗生素有85%以上以原藥或具有抗性的代謝產(chǎn)物形式殘留在動(dòng)物糞便中[30]。這些抗生素會(huì)被好氧、厭氧發(fā)酵環(huán)節(jié)的微生物降解一部分，但厭氧發(fā)酵的沼液通常都含有抗生素。衛(wèi)丹等[13]檢測(cè)了浙江省嘉興市的10家規(guī)模化養(yǎng)豬場(chǎng)沼液中的抗生素含量，結(jié)果顯示大量的抗生素殘留在沼液中，最高的含量超過(guò)1 000 μg/L，遠(yuǎn)高于歐盟的水環(huán)境抗生素閾值10 ng/L。抗生素具有明顯的低促高抑效應(yīng)，低濃度的抗生素有促進(jìn)微藻生長(zhǎng)的效果，過(guò)量時(shí)則會(huì)對(duì)微藻的生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用。促進(jìn)作用的發(fā)揮可能是通過(guò)抑制其他微生物、寄生蟲(chóng)對(duì)微藻的營(yíng)養(yǎng)競(jìng)爭(zhēng)來(lái)實(shí)現(xiàn)的。李霞等[31]發(fā)現(xiàn)苯丙醇類抗生素會(huì)對(duì)蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）的生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制，其中氟苯尼考的抑制作用較強(qiáng)，當(dāng)其含量超過(guò)0.94 mg/L時(shí)就會(huì)對(duì)藻類生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制。左氧氟沙星、氧氟沙星、紅霉素在高于10 mg/L時(shí)會(huì)使蛋白核小球藻和水華微囊藻（Microcystis flos-aquae）藻細(xì)胞增殖活動(dòng)受到顯著抑制，同時(shí)細(xì)胞凋亡顯著增加[32]。因此，在利用微藻凈化前應(yīng)當(dāng)檢測(cè)沼液中的抗生素濃度，當(dāng)抗生素濃度超標(biāo)時(shí)就應(yīng)采取措施降低其水平，一般也是通過(guò)活性污泥法、生物濾池和厭氧消化法等生化處理方式實(shí)現(xiàn)，也可以采用沉淀、氣浮、吸附和高級(jí)氧化等物理化學(xué)方法[33，34]?？傊?，無(wú)論是生物處理還是物理化學(xué)處理，處理的成本都不宜過(guò)高，否則難以在生產(chǎn)中大面積推廣。

5? 結(jié)語(yǔ)

相較于物理、化學(xué)方法，應(yīng)用微藻凈化豬場(chǎng)沼液的優(yōu)點(diǎn)有很多，如處理成本更低，不易造成二次污染，實(shí)現(xiàn)了資源的循環(huán)利用等。但是要在生產(chǎn)中大面積推廣藻液凈化還需要解決很多技術(shù)問(wèn)題，比如沼液的前處理、連續(xù)藻類培養(yǎng)生物反應(yīng)器的優(yōu)化、藻種篩選和馴化等。而本研究著重討論了沼液前處理中的營(yíng)養(yǎng)條件優(yōu)化，通過(guò)對(duì)沼液中碳、氮、磷營(yíng)養(yǎng)素的科學(xué)調(diào)控以及過(guò)量重金屬、抗生素脅迫作用的消除，提高微藻的凈化效率，縮短沼液的處理周期。而要實(shí)現(xiàn)更加系統(tǒng)的優(yōu)化則要從糞污處理的源頭開(kāi)始控制，包括糞污的處理方式、厭氧發(fā)酵等環(huán)節(jié)。

參考文獻(xiàn)：

[1] 李俊柱.中國(guó)養(yǎng)豬業(yè)未來(lái)發(fā)展趨勢(shì)[J].獸醫(yī)導(dǎo)刊，2017（7）：15.

[2] 靳紅梅，常志州，葉小梅，等.江蘇省大型沼氣工程沼液理化特性分析[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011，27（1）：291-296.

[3] 章? 萍，王天琪，萬(wàn)金保，等.養(yǎng)豬場(chǎng)沼液處理方法的研究進(jìn)展[J].中國(guó)沼氣，2013，31（6）：22-24.

[4] 王利燕，黃開(kāi)耀，彭? 霞，等.3株真核微藻在不同濃度豬糞水沼液中生長(zhǎng)差異及氮磷去除率研究[J].中國(guó)畜牧雜志，2017，53（7）：98-102.

[5] 劉林林，黃旭雄，危立坤，等.利用狹形小樁藻凈化豬場(chǎng)養(yǎng)殖污水的研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2014，34（11）：2765-2772.

[6] 靳紅梅，付廣青，常志州，等.豬、牛糞厭氧發(fā)酵中氮素形態(tài)轉(zhuǎn)化及其在沼液和沼渣中的分布[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2012，28（21）：208-214.

[7] LEI X，SUGIURA N，F(xiàn)ENG C，et al. Pretreatment of anaerobic digestion effluent with ammonia stripping and biogas purification[J].J Hazard mater，2007，145（3）：391-397.

[8] MAESTRINI S Y，ROBERT J M，LEFTLEY J W，et al. Ammonium thresholds for simultaneous uptake of ammonium and nitrate by oyster-pond algae[J].J Exp Mar Biol Ecol，1986，102（1）：75-98.

[9] 高鏡清，黃五星，黃? 宇，等.氨態(tài)氮脅迫下金魚藻的過(guò)氧化損傷和抗氧化能力[J].武漢大學(xué)學(xué)報(bào)（理學(xué)版），2010，56（5）：590-596.

[10] COLLOS Y，BERGES J. Nitrogen metabolism in phytoplankton[M].Oxford，UK：Eolss publishers，2003.85-90.

[11] PARK J，JIN H F，LIM B R， et al. Ammonia removal from anaerobic digestion effluent of livestock waste using green alga Scenedesmus sp.[J].Bioresource Technol，2010，101（22）：8649-8657.

[12] 邊? 磊.微藻對(duì)氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽的脫除利用與廢水凈化[D].浙江杭州：浙江大學(xué)，2010.

[13] 衛(wèi)? 丹，萬(wàn)? 梅，劉? 銳，等.嘉興市規(guī)?；B(yǎng)豬場(chǎng)沼液水質(zhì)調(diào)查研究[J].環(huán)境科學(xué)，2014，35（7）：2650-2657.

[14] 王夢(mèng)梓.基于利用小球藻處理高濃度有機(jī)廢水的耦合技術(shù)研究[D].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)，2016.

[15] XIAO J，ZHU C，SUN D， et al. Removal of ammonium-N from ammonium-rich sewage using an immobilized Bacillus subtilis AYC bioreactor system[J].J Environ Sci-China，2011， 23（8）：1279-1285.

[16] 王? 濤，賈源賓，張? 寧，等.一株氨態(tài)氮降解芽孢桿菌的篩選及降解能力初步研究[J].江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2012，28（4）：765-770.

[17] 呂? 華.生物酶制劑處理生活污水指標(biāo)的測(cè)定研究[J].生物化工，2017，3（6）：29-31.

[18] 張麗君，楊汝德，肖? 恒.小球藻的異養(yǎng)生長(zhǎng)及培養(yǎng)條件優(yōu)化[J].廣西植物，2001，21（4）：353-357.

[19] CHEN F，JOHNS M R. Effect of C/N ratio and aeration on the fatty acid composition of heterotrophic Chlorella sorokiniana[J].J Appl Phycol，1991，3（3）：203-209.

[20] RAHMAN A，ELLIS J T，MILLER C D. Bioremediation of domestic wastewater and production of bioproducts from microalgae using waste stabilization ponds[J].J Bioremed Biodeg，2012，3：e113.

[21] SHI J，PODOLA B，MELKONIAN M. Removal of nitrogen and phosphorus from wastewater using microalgae immobilized on twin layers：An experimental study[J].J Appl Phycol，2007，19（5）：417-423.

[22] 楊? 祎，陳立文，陳必鏈，等.微藻凈化沼液產(chǎn)業(yè)化研究進(jìn)展[J].中國(guó)沼氣，2015，33（4）：49-53.

[23] 蔡卓平，段舜山.微藻對(duì)污水中重金屬的生物吸附[J].生態(tài)科學(xué)，2008，27（6）：499-505.

[24] 王? 珊，趙樹(shù)欣，魏長(zhǎng)龍，等.缺鎂脅迫對(duì)普通小球藻光合生理及油脂積累的影響[J].環(huán)境科學(xué)，2014，35（4）：1462-1467.

[25] 凌? 娜，孫慶巖，茅云翔，等.鐵對(duì)蛋白核小球藻生長(zhǎng)及營(yíng)養(yǎng)品質(zhì)的影響[J].中國(guó)海洋藥物，2014，33（4）：45-49.

[26] 梁? 英，王? 帥.重金屬對(duì)微藻脅迫的研究現(xiàn)狀及前景[J].海洋湖沼通報(bào)，2009（4）：72-82.

[27] 李晨辰，杜桂森.銅離子對(duì)綠色微囊藻增殖的影響[J].世界科技研究與發(fā)展，2011，33（4）：560-562.

[28] 王? 琳，劉? 冉，李文慧，等.不同重金屬離子脅迫對(duì)斜生柵藻生長(zhǎng)及葉綠素?zé)晒馓匦缘挠绊慬J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2015， 31（5）：743-747.

[29] 李增新，薛淑云.廉價(jià)吸附劑處理重金屬離子廢水的研究進(jìn)展[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備，2006，7（1）：6-11.

[30] 邵一如，席北斗，曹金玲，等.抗生素在城市污水處理系統(tǒng)中的分布及去除[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2013，36（7）：85-92.

[31] 李? 霞，陳菊芳，呂頌輝，等.苯丙醇類抗生素對(duì)蛋白核小球藻生長(zhǎng)的影響[J].暨南大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)與醫(yī)學(xué)版），2012，33（3）：294-299.

[32] 萬(wàn)禁禁.淡水微藻對(duì)幾種抗生素脅迫的響應(yīng)研究[D].福建泉州：華僑大學(xué)，2014.

[33] 王亞卿，王路光，王靖飛，等.抗生素生產(chǎn)廢水生化前預(yù)處理技術(shù)進(jìn)展[J].工業(yè)水處理，2007，27（10）：17-20.

[34] 鞏有奎，張林生.抗生素廢水處理研究進(jìn)展[J].工業(yè)水處理，2005，25（12）：1-5.

收稿日期：2018-10-15

基金項(xiàng)目：湖北省技術(shù)創(chuàng)新專項(xiàng)（2017ABA135）;中糧橫向項(xiàng)目（YZ-GL 18102）;湖北省農(nóng)業(yè)科技創(chuàng)新行動(dòng)專項(xiàng)（2018skjcx05）

作者簡(jiǎn)介：濮振宇（1992-），男，河南信陽(yáng)人，初級(jí)畜牧師，主要從事畜禽廢棄物資源化利用方面的研究工作，（電話）027-81775001（電子信箱）?15914342284@163.com;通信作者，馮小婷，副教授，博士，主要從事分子育種和分子病毒學(xué)研究工作，（電話）027-89648113（電子信箱）fxt2011@whsw.edu.cn。