遮光處理對微藻繁殖及其水質指標的影響

湯坤賢，宋 暉，姜德剛，孫元敏，蔡鷺春，陳 珊，涂武林

（1.自然資源部第三海洋研究所，福建 廈門 361005； 2.福建省海洋生態保護與修復重點實驗室，福建 廈門361005； 3.自然資源部海洋生態保護與修復重點實驗室，福建 廈門 361005； 4.自然資源部海峽西岸海島海岸帶生態系統野外科學觀測與研究站，福建 漳州 363216； 5.山東大學，山東 濟南 250100； 6.自然資源部海島研究中心，福建 平潭 350400）

0 引言

近年來，大量富含氮（N）、磷（P）的廢水排放使得水體中N，P 含量超標，導致了水體的富營養化頻繁發生[1]。水體富營養化常導致微藻爆發性繁殖或聚集，嚴重時出現水華、赤潮等災害[2-3]。 微藻不僅具有生長速率快、 光合作用效率高、 生物質產量高等特點，還具有高效凈化廢水中富含N，P 等污染物的功能[4-5]，可起到凈化水質的作用。

光照和營養是影響微藻生長繁殖的2 個重要生態因子[6-7]。光照直接影響藻細胞內的光合電子傳遞、代謝途徑調控、 特異性酶的酶促反應和細胞的通透性等[8]。 有研究表明，較小的光照強度就可滿足微藻的快速生長[2,9-10]，但研究大多是在實驗室較為理想的條件下開展，鮮見野外現場原位實驗的報道。同時水中營養鹽濃度過高也可造成微藻大量繁殖。對此，常在生態塘水面設置一定水面面積的生物浮床，用來凈化水質及通過遮光影響浮游植物的繁殖。

為研究光照對微藻生長的影響，了解微藻生長過程中對水質的凈化效果，同時為控制水體富營養化，在福建省南部一個海島污水處理示范現場開展了現場遮光實驗。 該生態塘中處理設施采用“厭氧—人工濕地—生態塘”的處理工藝，處理污水量為34 t/d，在調試運行過程中出現過微藻大量繁殖的情況。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與處理

取11 L 生態塘出口的水，經10 μm 的絲絹過濾后加50 L 人工濕地出水和50 L 井水混合均勻，再均分至48 個塑料桶 （用內徑為16 cm 的排水管制作，高為12 cm）中，每桶水樣體積約2.3 L。將直徑為16 cm 的不透光圓形泡沫片切割成不同大小的面積（覆蓋面積分別為0，20%，40%，60%，80%，100%）覆蓋在塑料桶水面，共6 個實驗組，每組有8 個同樣面積的塑料桶，泡沫片的敞口向東，將桶置于生態塘邊緣水中，桶的上緣高度略高于生態塘水面，保持桶中的水溫與生態塘表面水溫基本一致。

試驗從9月22日下午17:00 開始至9月26日下午17:00 結束，共進行5 d。 試驗期間白天每隔1 h監測1 次光強。 每天下午17:00 左右，對每個處理水樣的溫度、pH 值、DO、DO 飽和度、 鹽度等指標進行現場速測。 并從每個實驗組分別取2 桶水樣回實驗室，進行氨氮（NH3-N）、亞硝酸鹽氮（NO2--N）、硝酸鹽氮（NO3--N）、無機磷（DIP）和葉綠素a（Chl-a）、細菌、病毒、糞大腸菌群等指標的室內分析測定。

對混合后的初始水樣同樣開展現場速測，并取2 份初始水樣置于實驗室內常溫避光培養，至第5天試驗結束時進行室內分析測定。

1.2 測定方法

（1）采用德國WTW 公司生產的速測儀對溫度、pH 值、DO、DO 飽和度和鹽度指標進行測定。

（2）從每桶水中分別取200 mL 水樣置于500 mL玻璃瓶中，每個處理各取2 份。水樣經0.45 μm 濾膜過濾后，采用分光光度計對水中NH3-N，NO2－－N，NO3－－N，DIP 進行室內分析測定；采用熒光光度計對Chl-a 進行測定。

（3）采用無菌采樣袋現場采集水樣后置于冰盒中，用濾膜法培養糞大腸菌群后對其測定。

（4）水樣經10 μm 的絲絹過濾后，各取濾液2 mL 于2 支凍存管中，每支管中加20 μL 戊二醛，并用記號筆標明編號與日期，存于冰盒冷凍保存，采用流式細胞儀分析測定水樣中的細菌和病毒。

2 結果分析

2.1 水體顏色

實驗過程中水溫為26 ～29 ℃，鹽度為0.5 ～0.6。 不同遮光率的實驗組水體顏色呈顯著變化，試驗第2 天各實驗組的水體顏色開始變綠，水體顏色隨遮光率增加逐漸變淡，而相同遮光率實驗組的水色隨時間變化逐漸加深，至第5 天實驗結束時顏色最深，各實驗組的水色也隨遮光率增加逐漸變淡。

2.2 主要水質指標

（1）DO 濃度

試驗開始后，DO 濃度隨著水中微藻的繁殖迅速上升，第2 天不同遮光率的實驗組水中DO 濃度變化見圖1。

圖1 第2 天不同遮光率的實驗組水中DO 濃度變化

由圖1 可知，試驗第2 天DO 質量濃度最大值（14.30 mg/L）為遮光率為0 的實驗組，DO 飽和度為186.0%；隨遮光率的增大DO 濃度下降，透光的實驗組水中DO 質量濃度均大于10.5 mg/L，DO 飽和度均大于135.0%； 遮光率為100%實驗組水中DO 平均質量濃度為2.39 mg/L，DO 飽和度為31.0%，說明完全遮光的實驗組水中DO 濃度明顯低于其它透光實驗組。 第3 天遮光率為0 ～60%的實驗組水中DO質量濃度均大于15 mg/L，超過儀器的測量范圍；遮光率為80%的實驗組水中DO 質量濃度為12.35 mg/L，DO 飽和度為155.6%。試驗第4 天和第5 天遮光率為0 ～80%的實驗組水中DO 質量濃度均大于15 mg/L，遮光率為100%的實驗組第4 天水中DO質量濃度為4.48 mg/L，DO 飽和度為57.3%；試驗第5 天其水中DO 質量濃度為8.08 mg/L，DO 飽和度為104.5%。結果顯示，在儀器測量范圍內，不同遮光率的實驗組水中DO 濃度隨遮光率的增加而減??；相同遮光率的實驗組水中DO 濃度隨時間推移逐漸增大。

因DO 是由微藻光合作用產生，故DO 濃度與微藻密度呈良好的正相關關系，通過DO 濃度可反映微藻的繁殖狀況，但由于DO 濃度過高超過儀器的測量范圍，故無法全面反映試驗過程的變化情況。

（2）pH 值

試驗表明，pH 值與DO 濃度呈良好的正相關關系，pH 值的變化情況同樣可以反映實驗過程中不同遮光率的實驗組中微藻的繁殖狀況。 試驗期間不同遮光率的實驗組中pH 值變化見圖2。

圖2 試驗期間不同遮光率的實驗組中pH 值變化

由圖2 可知，試驗中各實驗組中pH 值均呈逐日增大趨勢； 遮光率為100%的實驗組中pH 值最小，且與其它實驗組中pH 值相差較大，其它實驗組每天的pH 值隨遮光率的增大而減小。 可見，試驗時間越長，pH 值越大；遮光率越大，pH 值越小。

（3）NH3-N，NO3--N，NO2--N，DIN 濃度

試驗期間不同遮光率的實驗組水中NH3-N 濃度變化見圖3。

圖3 試驗期間不同遮光率實驗組中NH3-N 濃度變化

由圖2 和圖3 可知，NH3-N 濃度變化趨勢與pH值相反，各實驗組水中NH3-N 濃度隨時間推移逐漸下降，同時，遮光率越大的實驗組水中NH3-N 濃度也越大。 試驗第5 天，未遮光和遮光率為20%的實驗組水中NH3-N 質量濃度均低于0.4 mg/L；遮光率為100%的實驗組水中NH3-N 質量濃度略有下降，由試驗開始時的39.80 mg/L 降至結束時的37.30 mg/L，但高于其它實驗組。由于采用的遮光泡沫板仍有一定的透光效果，現場遮光率為100%的實驗組水中有一定的光強，故其水中NH3-N 質量濃度有所下降，試驗結束時為30.62 mg/L。

試驗中各實驗組水中DIN 濃度變化趨勢與NH3-N 濃度變化一致，具體見圖4。

圖4 試驗期間不同遮光率的實驗組DIN 濃度變化

由圖4 可知，試驗結束時不同遮光率的實驗組水中DIN 濃度仍然較高，遮光率分別為0 和20%的實驗組中DIN 質量濃度均大于3 mg/L。

污水中DIN 絕大部分由NH3-N 組成，根據監測結果，人工濕地出水中的NH3-N 濃度占DIN 濃度的99%以上，試驗第2 天和第5 天遮光率分別為0 和100%的實驗組中DIN 組成見圖5。

圖5 不同實驗組中DIN 組成

由圖5 可知，試驗第2 天遮光率分別為0 和100%的NH3-N 濃度均占DIN 濃度的90%以上，說明遮光100%處理對水體中NO2--N 濃度影響不顯著； 但在遮光率為0 時，NO2--N 濃度隨著處理時間的延長而升高。2 組實驗組水體中NO2--N 在DIN 中的占比均比NH3-N 和NO3--N 低。 隨著微藻的迅速繁殖，NH3-N 被大量消耗濃度迅速下降，但NO3--N濃度變化較小，在試驗第5 天時，遮光率為0 的實驗組水中NO3--N 在DIN 中占比較大，而遮光率為100%的實驗組水中NH3-N 在DIN 中仍占90%。

試驗第2 天（9月23日）和第5 天（9月26日）不同遮光率的實驗組中NO3--N 濃度變化見圖6。

圖6 不同遮光率的實驗組中NO3--N 濃度變化

由圖6 可知，試驗第2 天和第5 天除遮光率為0 外的實驗組水中NO3--N 濃度均略有升高。推斷原因是由于水中DO 濃度升高，部分NH3-N 發生硝化反應向NO3--N 轉化； 試驗第5 天遮光率為0 的實驗組水中NO3--N 濃度略低于第2 天，推斷原因為該實驗組水中NH3-N 被消耗殆盡后，微藻轉而吸收NO3--N，才導致第5 天該實驗組水中NO3--N 濃度比第2 天略低。

（4）DIP 濃度

試驗期間不同遮光率的實驗組中DIP 濃度變化見圖7。

圖7 不同遮光率的實驗組中DIP 濃度變化

由圖7 可知，試驗期間不同遮光率的實驗組中DIP 濃度與DIN 的變化趨勢基本一致； 各實驗組中DIP 濃度隨時間推移呈逐漸下降趨勢，且遮光率越大的實驗組中DIP 濃度越高。

2.3 微生物指標

（1）Chl-a 濃度

試驗期間不同遮光率的實驗組中Chl-a 濃度變化見圖8。

圖8 不同遮光率的實驗組中Chl-a 濃度變化

由圖8 可知，各實驗組中Chl-a 濃度隨時間推移均呈上升趨勢； 遮光率越大的實驗組中Chl-a 濃度越小，遮光率為0 的實驗組中Chl-a 濃度上升最快，說明光照對微藻繁殖起關鍵作用；遮光率越大Chl-a濃度越小說明遮光對微藻繁殖有一定的抑制作用；但各實驗組在4 d 實驗時間內微藻迅速大量繁殖并在1 d 內就達到水華指標，即使完全遮光僅有微弱光線透過泡沫遮光板的實驗組水中第5 天的Chl-a質量濃度仍達到200 μg/L 以上，說明遮光處理對抑制微藻繁殖的作用有限，少量光照即可滿足微藻的大量繁殖需求并形成水華。

（2）細菌豐度

試驗前（9月22日）和第5 天實驗結束時（9月26日）細菌豐度的對比見圖9。

圖9 試驗前、后不同遮光率的實驗組中細菌豐度對比

由圖9 可知，試驗前各實驗組中細菌豐度均較大，試驗結束時透光的實驗組中細菌豐度較大，遮光率為0 ～40%的實驗組中細菌豐度大于遮光率為60%～80%的實驗組，遮光率為100%的實驗組中細菌豐度顯著低于其它實驗組。 推斷原因為試驗前的細菌主要來源為試驗用水的人工濕地出水中，由于人工濕地出水中DO 濃度極低，其中的細菌主要為厭氧菌或兼性細菌。試驗開始后，隨著水中DO 濃度的升高，厭氧菌不適應生長的環境而大量死亡，所以導致遮光率為100%的實驗組中細菌豐度顯著下降； 其它實驗組中細菌豐度升高與微藻的大量繁殖有關，微藻吸收了水中的NH3-N，DIP 等無機營養鹽，在生長過程中釋放出有機物也促進了好氧細菌大量繁殖。 同時微藻死亡后也成為細菌繁殖的載體和營養來源。因遮光率為100%的實驗組中Chl-a 濃度一直明顯低于其它實驗組，故其細菌豐度也明顯低于其它實驗組。

（3）病毒豐度

試驗前（9月22日）和第5 天試驗結束時（9月26日）病毒豐度對比見圖10。 由圖10 可知，試驗前各實驗組中病毒豐度較大，試驗結束時遮光率較小的實驗組中病毒豐度總體大于遮光率較大的實驗組。 推斷原因為試驗前實驗組中病毒豐度大的水樣可能來自試驗用水中的人工濕地出水； 遮光率較小的實驗組中病毒豐度大可能與其實驗組中微藻密度和細菌豐度較大有關； 遮光率較小的實驗組中微藻密度和細菌豐度也較小。

圖10 試驗前、后不同遮光率實驗組中病毒豐度對比

（4）糞大腸菌群豐度

試驗前、 后各實驗組中糞大腸菌群豐度的對比見圖11。

圖11 試驗前、后不同遮光率的實驗組中糞大腸菌群豐度對比

由圖11 可知，試驗前各實驗組中糞大腸菌群豐度遠大于試驗結束時的豐度。 不同遮光率的實驗組中完全遮光的實驗組中糞大腸菌群豐度顯著高于其它實驗組，其它組中糞大腸菌群豐度與遮光率的關系并不顯著，與圖10 的病毒豐度相關性一般，相關系數r 為-0.517，推斷原因為病毒中包含其它細菌病毒和藻病毒，而糞大腸菌群中病毒僅占少量無法充分得到體現。 但糞大腸菌群豐度與圖9 中的細菌豐度呈較好的負相關關系，相關系數r 為-0.723，推斷原因為發生水華后其它細菌的大量繁殖對糞大腸菌群的存活起了抑制作用。

3 討論

3.1 遮光對微藻繁殖的影響

光是藻類進行光合作用的必要條件，缺乏光照藻類的光合作用將無法進行。 光照度可影響藻類Chl-a 的合成以及藻類酶的活性，從而影響微藻的光合作用[11]。 當光照度高于藻類光合作用的光飽和點，其變化對藻類光合作用強度影響不大，光照度過高反而使微藻細胞的光系統I (PSI) 和光系統II(PSII)受到破壞，引起光抑制現象，導致藻類的光合速率不再增加，甚至減弱、停止[12]，水體中DO 濃度值降低。當光照度小于藻類的光飽和點時，隨著光照度的減小藻類的光合作用強度減弱[11]，水體中DO濃度值也逐漸降低。

研究發現，水中微藻主要由綠藻組成，其次為硅藻。綠藻的光飽和點較高可適應高的光照度，一般微藻最大繁殖速率的光照度小于光飽和點，在較低的光照度下仍可保持較快的繁殖速率。 如銅綠微囊藻的光飽和點對應的光照度約為25 000 lx，光照度為45 000 lx 時仍無明顯的光抑制現象[12]，適宜生長的光照度為6 000 lx，光照度小于1 000 lx 時對銅綠微囊藻生長才有明顯抑制[8]。在自然條件下上午和下午的光照度較低，遮光對抑制微藻繁殖有一定效果。但藻類光合作用的光補償點對應的光照度很低，一般低于2 000 lx，白天無論是晴天還是雨天，藻類均可進行有效的光合作用，在光照度較低情況下，遮光率為80%的實驗組中Chl-a 濃度依然很高，因此，單純依靠遮光抑制微藻繁殖較難。 在工程應用中還可采用改善水體流動性等措施抑制微藻生長[13]。

3.2 微藻對富含N,P 污染物去除的影響

藻類的吸收、 硝化作用等因素影響著水中不同價態的無機氮濃度[13]。 微藻吸收利用氮的能力由高到低依次為NH3-N ＞（NH2）2CO-N ＞NO3--N ＞NO2--N，微藻在優先吸收完銨鹽的情況下才可吸收別的含氮物質[14]。 污水中主要污染物是NH3-N，在試驗開始時，通過微藻的快速吸收，遮光率為0 的實驗組中NH3-N 質量濃度為40 mg/L ，僅僅4 d 后NH3-N 質量濃度就降至0.3 mg/L 以下。試驗結果表明，微藻吸收可有效降低污水中NH3-N 濃度。藻類直接吸收是生態塘中去除NH3-N 的一種主要途徑[1]。

遮光對藻類繁殖和對NH3-N 的吸收與轉化影響很大。遮光率為0 的實驗組光照充足，微藻大量繁殖并吸收NH3-N，在吸收利用完水體中剩余銨鹽后則開始吸收NO3--N 等其它含氮物質[15]，試驗第5 天遮光率為0 的實驗組中NH3-N 濃度急劇下降，NO3--N在DIN 中占比最大，NO3--N 濃度也較其它實驗組低。 而遮光率為100%的實驗組中微藻密度較低，NH3-N 濃度仍然較高，在DIN 中占比達90%，推斷原因是由于硝化作用的影響，各實驗組中NO3--N，NO3--N 濃度總體呈增加趨勢，由圖6 可知，試驗結束時的NO3--N 濃度略比第2 天的濃度高，說明有部分NH3-N 通過硝化作用轉化為NO3--N。 而試驗結束時遮光率為0 的實驗組中NO3--N 濃度最低，推斷原因是由于微藻在NH3-N 缺乏的情況下轉而吸收NO3--N。

DIP 濃度的變化趨勢與DIN 基本一致，各實驗組中DIP 濃度隨試驗時間推移呈逐日下降趨勢，遮光率越大的實驗組中DIP 濃度越高。 這是因為微藻的生長需要大量養分，微藻吸收廢水中多余P 的能力很強[16-17]。 微藻對廢水中P 的吸收和回收取決于多種因素，包括磷酸鹽濃度、光照和溫度[18]。 當外部磷酸鹽濃度較高時，微藻細胞中P 的比例也較高。光照對細胞中P 吸收和生物P 濃度也有顯著影響，微藻吸收P 主要通過光合作用獲得需要的能量。此外，光照強度也影響聚磷酸鹽的積累，光照強度越大，微藻在初始階段積累的酸溶性聚磷酸鹽也就越多[16]。故各實驗組中DIP 濃度隨時間呈逐日下降趨勢，遮光率越大的實驗組中DIP 濃度越高。

3.3 微藻對去除糞大腸菌群的影響

研究發現，利用微藻的光合作用在去除污水中N，P，重金屬和營養物質的同時，也將對水體中的病原體、細菌等有害生物造成影響使其死亡[4,11,19]。糞大腸菌群屬于兼性厭氧細菌，主要生活在厭氧或低氧環境中。 由于完全遮光情況下微藻通過光合作用產生的氧氣有限，有利于糞大腸菌群的生存，所以完全遮光的實驗組中糞大腸菌群豐度顯著高于其它實驗組。 但隨著遮光率的下降，微藻光合作用效率提高，使得水中DO 含量升高，導致糞大腸菌群的活性下降，部分因無法適宜環境而逐漸死亡。 由圖9 與圖11 可知，在試驗結束時細菌豐度和糞大腸菌群豐度呈明顯的負相關關系，推測其它細菌的大量繁殖，特別是大量好氧細菌的繁殖對糞大腸菌群的存活造成抑制作用，加快糞大腸菌群的死亡。 此外，孔凡蛟等[11]提出微藻在進行光合作用時可使pH 值升高，從而對細菌產生危害導致糞大腸菌群的死亡。由圖10 可知，其它病毒如噬菌體的入侵也可導致糞大腸菌群等其它細菌的裂解死亡，推斷原因是因為噬菌體利用細菌體內的核酸和蛋白質合成自身的核酸和蛋白質外膜，從而導致細菌裂解死亡[11]。

4 結論

（1）在光照、營養鹽和水體穩定性等適宜條件下，微藻可迅速大量繁殖形成水華。由于水中營養鹽濃度越大，形成水華后的Chl-a 濃度也越大，故污水生態化處理應控制排入生態塘的污水中營養鹽濃度，以避免發生嚴重的水華現象。

（2）遮光對微藻繁殖有一定抑制效果，但較少的光照也可滿足微藻快速繁殖并形成水華，工程上單獨依靠遮光控制微藻大量繁殖難度很大，需和其它措施組合應用共同抑制水華的暴發。

（3）雖然微藻快速生長對水中的NH3-N,DIP 和糞大腸菌群等有良好的去除效果，但控制生態塘中微藻適宜的含量對凈化水質有良好的輔助作用。