-
微藻的细胞结构简单、生长繁殖速度快，在自然水体中广泛存在[1-2]，水中的C、N、P等物质可以作为微藻的生长基质，微藻利用进行C、N、P等物质生长繁殖. 微藻作为结构最简单的低等植物，培养较容易，环境适应能力和生存能力极强. 在生长繁殖过程对水中C、N、P等物质进行同化同时实现污水的净化[3]. 微藻中常用于污水处理的微藻种类大多是光合自养型，且为单细胞绿藻，它们对许多污水都具有耐受性，且油脂或碳水化合物的积累潜力较高[4]. 此外，微藻细胞中可积累大量甘油三脂（TAGs），使其成为生物柴油的重要来源[5].
微藻去除氮磷的理论早在1957年就有学者提出[6]. 污水中氮的主要以氨氮、硝酸盐、亚硝酸盐、有机氮的形式存在. 微藻利用细胞膜的同化作用吸收无机氮，利用 ATP、硝酸盐还原酶的作用，将硝酸盐转化成亚硝酸盐，在亚硝酸盐还原酶催化作用下，亚硝酸盐还原为铵盐，还原后的铵盐成为碳骨架的组成部分，最后藻细胞将其合成为氨基酸或者蛋白质[7]. 微藻对污水中磷的去除主要是吸收水中的无机磷，或pH等条件变化使磷酸盐产生沉淀进而被微藻吸附或沉降，主要利用磷的形式为
H2PO−4 和HPO2−4 [8].已经有很多的研究表明，微藻不仅可以对市政污水进行有效去除，而且菌藻共生可以促进微藻生长[9-11]. Ma等[11]的研究结果表明，初始藻类浓度对细菌的生长的影响较大，细菌的存在对藻类的生长方式有显著影响，可在培养初期提高藻类生物量和营养去除率表明藻类培养初期藻类与细菌之间存在共生关系. Wang等[12]筛选出Exiguobacterium和Bacillus licheniformis和小球藻用于净化养猪废水，结果表明，共培养细菌可能会分泌一些代谢产物作为酶激活剂，并且微藻和细菌之间的酶学可能存在协调机制使得菌藻共生去除污水中TN、TP、氨氮等具有更好的效果. Huo等[13]研究了小球藻和醋生产废水中细菌共培养去除氮磷和生物量积累，结果表明菌藻共生显著提高了TN、TP等的去除率，但平均生长速率有所下降. Wang等[14]的研究表明，菌藻共培养不仅提高了微藻的脂质含量，还导致脂肪酸和蛋白质的组成发生变化. Kong等[15]的研究结果表明，菌藻共培养条件下，1 g·L−1葡萄糖可促进藻生物量的积累和光合色素的合成，5 g·L−1葡萄糖可促进脂质的积累而抑制叶绿素的合成. 然而，目前在该领域中使用微藻细菌的仍处于早期阶段[14，16-17].
在本研究中，在相同的光照条件下，在不同类型污水中进行菌藻共培养，测定栅藻的生长速率、光合作用效率、蛋白质、碳水化合物和总脂含量、官能团分析等，分析栅藻在不同条件菌藻共培养的差异和影响. 对污水中微藻的氮磷利用率进行进一步分析.
目前相关领域大多数研究主要对利用微藻改善污水水质，培养环境主要是利用人工污水培养基或灭菌污水，而利用实际生活污水处理与微藻培养制备生物柴油耦合研究较少，对微藻培养后菌群结构变化研究较少[9].
本文测定了菌藻共培养末期的菌群结构多样性，通过数据对比分析了影响栅藻生长和油脂合成的优势菌属.
-
原始藻株为Desmodesmus sp.（FACHB-2042）购买于中国科学院水生生物研究所淡水藻种库. 培养使用BG11培养基（100 mL）在200 mL锥形瓶进行自养培养. 该培养基包括：柠檬酸铁铵（3 g·L−1）、柠檬酸（3 g·L−1）、乙二胺四乙酸二钠镁（0.5 g·L−1）、NaNO3（30 g·L−1）、K2HPO4（0.78 g·L−1）、MgSO4·7H2O（1.5 g·L−1）、CaCl2·2H2O（18 g·L−1）、NaCO3（20 g·L−1）、NaMoO4（0.391 g·L−1）、MnCl2·4H2O（1.81 g·L−1）、ZnSO4·7H2O（0.222 g·L−1）、H3BO4（2.86 g·L−1）、Co（NO3）·6H2O（0.049 g·L−1）、CuSO4·5H2O（0.079 g·L−1）. 菌藻共培养在不同处理类型的污水中进行，生活污水取自于校园内的两处生活污水，对其分别进行过滤（沉淀污水取上清液过0.45 μm滤膜）和沉淀（原水经12 h静置沉淀后取上清液）处理，分别进行高压灭菌和未灭菌处理. 在不同类型污水进行栅藻培养，初始吸光度OD680为0.1（OD680即为在680 nm处的吸光度），培养时间为20 d左右. 详细处理如表1所示. 在恒温光照培养箱中进行培养，培养条件为80 μmol·m−2·s−1，光照周期为12 h:12 h（光：暗），生长温度保持在25 ℃，每天摇藻3—4次以保证藻液能够进行充足的气体交换，随机更换培养瓶位置，以保证各个培养瓶中的微藻光合作用均匀.
培养时间为20 d左右，在0、2、4、6、8、10等偶数天测定其吸光度和光合效率. 期间用快速的尼罗红染色法测定其甘油三酯浓度，在培养结束时收集微藻生物质，通过离心（10000 r·min−1 , 15 min）收集微藻生物质. 使用冷冻干燥机（FD-1A-50）将湿的藻泥干燥以获得干燥粉，并保存在−20 ℃进行进一步的分析.
-
使用紫外分光光度计UV-6000测定栅藻在680 nm处的吸光度（OD680），计算其比生长速率. 最后对浓缩后藻液进行冷冻干燥，利用称重法测定培养末期生物量. 生物量（DW，mg·L−1）采用下式计算.
污水中的总氮用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法（GB11894-89）进行测定；总磷采用钼酸铵分光光度法（GB11893—89）进行测定；氨氮的测定采用纳氏试剂分光光度法（HJ535—2009）.
-
栅藻的光合荧光参数测定采用调制叶绿素荧光成像系统（IMAGING-PAM），包括Fv/Fm、Y（Ⅱ）. 在测量之前，将每种培养物取1.5 mL至2.0 mL离心管中，暗适应10 min，设定测量光强度、光化光强度、饱和脉冲光强度，使用内置的程序软件测量叶绿素荧光参数，其计算公式如下：
Fv/Fm表示PSII的最大光化学量子产量，其中Fm表示暗适应后的最大荧光产额，F0是暗荧光产额.
Y（Ⅱ）表示任意光照状态下PSII的实际量子产量（实际光合能力、实际光合效率），反映了光合链上电子传递的效率. 其中，
F′m 为光下最大荧光产额，F为荧光产额. -
采用优化的尼罗红法[18]测定藻细胞内的甘油三脂浓度. 具体操作过程如下：取3 mL藻液和3 mL蒸馏水置于10 mL离心管，摇匀后均分两份，取1 mL25%二甲基亚砜分别加入，使其改变细胞通透性，其中一份加入0.05 mL尼罗红，利用点动机震荡使其混匀，避光染色时间为15 min，利用紫外分光光度计（日本日立，F-7000）测定570 nm处的吸光度（A570），采用标准加入法[19]制作标准曲线，甘油三酯浓度TAG(mg·L-1)计算如下式：
-
碳水化合物测定方法是苯酚-硫酸法[20]. 蛋白质测 定方法是Bradford法[21]. 总脂含量的测定方法使用改进的Bligh-Dyer法[22]. 叶绿素a的提取使用无水乙醇加超声. 过程如下：藻液取5 mL，抽滤使用0.45 μm滤膜，将剪碎后的滤纸置于50 mL离心管，使用10 mL无水乙醇震荡混匀，超声30 min，离心（10000 r·min−1，21 ℃）15 min，取5 mL上清液，用紫外可见分光光度仪（UV-2600）测定其吸光度.
-
藻菌聚集颗粒的有机官能团测定使用傅里叶漫反射红外光谱仪（Nicolet IS50）. 样品量为2 mg，预处理使用冷冻干燥机（FD-IA-50），真空冷冻干燥（−50 ℃）成藻粉，光谱纯的溴化钾烘干4 h（120 ℃），藻粉和溴化钾以1:100的比例在玛瑙研钵中研磨混匀，放入压片扫描分析，波数范围为500—4000 cm−1.
-
基于16S rRNA的标准细菌V3V4区基因测序，并对测序结果的微生物多样性进行分析以研究培养末期污水的菌群结构. 主要包括：DNA提取、PCR扩增、电泳验证、PCR产物纯化及浓度测定、测序及测序结果分析. DNA提取使用的引物序列为338F：5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3’和806R：5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’，对标准细菌16S V3V4高可变区进行序列扩增. 使用1.20%的琼脂糖凝胶电泳（北京六一，DYY-6C）验证，条件为电压恒压120 V，电流约为80 mA，时间20 min. Marker采用DL2000，紫外凝胶成像系统用于观察DNA片段大小. 群落DNA片段双端（Paired-end）测序的测序平台为Novaseq-PE250（Illumina，USA）平台.
-
所有样品均一式3份，对每个样品做3次重复测量，数据为平行样品的平均值±标准差. 独立样品数据分析采用SPSS软件20.0对所得数据进行单因素方差分析（P<0.05）.
-
栅藻在自养和菌藻共培养中生长状况不同，如图1所示，其中自养条件下OD680在第25天达到2.1，干重在培养末期（第25天）达到567.93 mg·L−1. 为测定污水水质对菌藻共培养的影响，初始水质指标见表2，微藻细胞生物质平均元素组成研究表明，N/P摩尔比高于30:1会导致磷限制，N/P摩尔比小于5:1则会导致氮限制[23]. 生活污水I的N/P摩尔比均高于30:1，因此在其中存在磷限制，该污水中栅藻的光密度培养末期在0.5左右，而在生活污水Ⅱ中N/P摩尔比均大于5:1小于30:1，生活污水Ⅱ中栅藻的光密度在第28天最高达到1.23，N/P摩尔比可能是生活污水Ⅱ中栅藻光密度较生活污水I中高的原因.
城市污水中微藻生长可利用的氮源主要有氨氮、硝态氮、亚硝态氮、有机氮等，转氨基作用可将氨氮直接合成氨基酸，且氮源的各种形态中氨氮的利用率最高[24].
在许多以市政污水二级出水为基质的研究中，微藻对氨氮的去除率都比硝态氮高[25-26]. 栅藻在不同污水类型中的的总氮总磷氨氮变化曲线和去除率见图2，其中NH4+-N的去除率较为明显，菌藻共培养的氨氮去除率均大于90%，生活污水Ⅱ中YG-2的氨氮去除率最高，为97.93 %. 对于TN的去除，生活污水Ⅱ过滤污水表现出较高的TN去除率，YG-2的去除率大于YG-1，可能菌藻共培养体系有助于氮磷去除. 已有研究表明细菌可以在培养初期提高微藻氮磷去除率[11]. 在生活污水I和生活污水Ⅱ中，未灭菌总磷的去除率比灭菌去除率高，说明菌藻共培养细菌的参与提高了栅藻对磷的去除.
也有研究表明，一些细菌可以在有氧的环境下超量摄取其平衡生长所需的磷酸盐[27]. Ma等[11]的研究表明，培养初期细菌有利于提高微藻的生长速度，且培养初期有助于微藻对氮磷的利用，通过分析显示细菌在培养初期参与了氮降解，微藻生物质积累致使磷的去除. 但在碱性条件下（pH>8.5），除磷途径主要是通过阳离子沉淀去除[28]. 生活污水Ⅱ生长条件是碱性环境（pH均大于8.5），推断其除磷途径可能是阳离子沉淀.
-
测定了自养和菌藻共培养下栅藻光系统II（PSⅡ）相关的光合参数：Fv/Fm，Y（Ⅱ）. Fv/Fm是PSII最大光化学量子产量，即最大光能转化效率，反映植物的潜在光合作用能力，在受到环境胁迫时其值会降低，一般用来分析植物生长是否受到条件抑制[29].
如图3所示，自养条件下Fv/Fm均高于菌藻共培养，相比较受到的环境胁迫较小，菌藻共培养条件下栅藻生长需要时间适应。生活污水I中5 d后Fv/Fm逐渐增大，生活污水Ⅱ约10 d后Fv/Fm逐渐增大.
Y（Ⅱ）是任意光照状态下PSII的实际量子产量（实际光合能力、实际光和效率），反映了光合链上的电子传递效率. 在前15d内呈现上升趋势，随着栅藻生长，可能是受到污水中营养物质的限制，15 d之后进入相对生长下降期. 自养和菌藻共培养条件对比，自养条件下的实际光和效率Y（Ⅱ）较高. 未灭菌组实际光合效率均高于灭菌组，说明细菌的存在可能使光系统Ⅱ反应中心活性增强.
-
栅藻在不同污水生长条件下细胞内的甘油三酯积累量变化曲线如图4所示，菌藻共培养条件下甘油三酯含量均大于自养条件. 数据显示在生活污水I沉淀污水和生活污水Ⅱ过滤污水中甘油三酯含量更高，其中生活污水I中在27 d时甘油三酯含量最高，较自养提高了69.09 mg·L−1，生活污水Ⅱ中YG-1、YG-2的甘油三酯含量在27 d时相比于自养条件（92.96 mg·L−1），分别提高了140.05 mg·L−1、107.65 mg·L−1.
-
栅藻在不同培养类型下总脂含量、碳水化合物、蛋白质、叶绿素a如表3所示，YG-1、YG-2的总脂含量自养明显提高，分别提高了6.62 %、19.46 %.
栅藻在自养条件下的碳水化合物积累较菌藻共培养高，自养条件下达到了45.05 %，在自养情况下更多的积累了碳水化合物. Li等[30]的研究发现，Asterarcys sp. SCS-1881在自养条件下积累了更多的碳水化合物，这和栅藻在自养条件下碳水化合物含量较高结果一致. 不同的培养类型对蛋白质的积累的影响较小，蛋白质含量均在20 %左右，SG-2中栅藻的蛋白质积累较多，为30.43 %. 可能是不同培养条件下碳氮比差异导致. 研究显示由PSⅡ天线叶绿素a发出荧光占据很大比例，总量约为吸收光能的3%[31]. Abreu等[32]将自养和菌藻共培养条件下的小球藻进行对比分析，研究表明菌藻共培养下小球藻的生物量、脂类和蛋白质比自养条件下的更高，但在自养条件下，小球藻色素含量高达0.74 %（其中叶绿素占0.51%，类胡萝卜素占0.23%）. 本文对比栅藻自养和菌藻共培养条件下的色素含量与Abreu等的研究一致，自养条件下叶绿素a较高，为5.99%. 图3显示自养条件下最大光合效率Fv/Fm和实际光和效率Y（Ⅱ）都较高，这也从另一个角度解释了自养比菌藻共培养条件下叶绿素a含量高.
-
傅里叶变换红外光谱（FTIR）根据有机分子中不同波数下振动模式的不同，用来鉴定功能基团[33]. 官能团的振动可以区分出不同脂质，蛋白质，多糖和核酸化合物等细胞成分，也被用来评估营养胁迫下藻类生化成分的定量变化[34-37]. 图5是不同培养条件下菌藻絮体或纯藻的傅里叶红外光谱图. 不同的吸收峰和波长可以用来分析对应的官能团，藻类吸收峰对应的官能团及组分如表4所示.
FTIR可以用来分析藻细胞的各种化学成分信息. 结合表中的相关信息可以分析菌藻絮体不同的化学成分信息. 由图6可以看出，脂类的亚甲基基团（2930—2920 cm−1）是CH2的不对称伸缩振动，脂肪酸中的甲基基团和亚甲基基团（2875—2850 cm−1）是CH2、CH3的对称伸缩振动产生，在1655—1638 cm−1和1545—1540 cm−1是蛋白质酰胺I和酰胺Ⅱ，分别是C=O的对称伸缩振动和N—H、C—N键的对称变形振动. 如图5可以看出，栅藻在未灭菌培养条件下的脂类吸收峰较高，生活污水Ⅱ中栅藻的蛋白质吸收峰比生活污水I高，依据比尔-朗博特定律，菌藻共生条件下藻细胞内的脂质积累量更多，可能是细菌参与了栅藻的脂质积累.
-
研究表明，微生物系统中菌群多样性越高，外界环境变化对微生物的胁迫影响会比较小，其抵抗外界环境的变化能力较好、有利于系统进行自我调整、更新[9]. 为了能较为全面的评估微生物群落的alpha多样性，用Chao1[39]和Observed species指数分析群落丰富度，群落的多样性用Shannon[40]和Simpson[41]指数表征，Pielou’s evenness[42]指数表征均匀度，覆盖度用Good’s coverage[43]指数表征.
表5是不同样品的生物多样性指数，生活污水Ⅱ的群落丰富度和多样性比生活污水I高，其中YG-2的群落丰富度和物种多样性最高，外界环境对栅藻生长的胁迫影响较小，其抵抗外界环境变化能力较强. Pielou’s evenness指数表明，生活污水Ⅱ的群落均匀度比生活污水I高. Good’s coverage指数表征未检出物种比例，数值越大，表明未被检出5种比例越小，SG-2、SC-2、YG-2、YC-2的Good’s coverage指数均在0.99以上，说明未被检测出的物种占比较少，检测结果较好.
对SG-2、SC-2、YG-2、YC-2这4个样本分别进行门纲水平的相对丰度分析. 如图6所示，变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）是菌群在门水平上的优势菌群，占比约为90%. 其中SC-2、YG-2中具有反硝化脱氮功能的变形菌门相对丰度均在80%以上. 变形菌门相对丰度高可能是未灭菌污水中总氮去除率高于灭菌污水的原因之一. 变形菌是污水处理中最重要的微生物之一，多数反硝化菌都属于变形菌门（Proteobacteria），它们对污染物生物降解有着重要作用[44-45].
图6（b）显示了在纲水平上的物种相对丰度，α变形菌（Alphaproteobacteria）、拟杆菌（Bacteroidia）、γ变形菌（Gammproteobacteria）总相对丰度之和在未灭菌污水中占比约90%，其中SG-2中的α变形菌（Alphaproteobacteria）比其余未灭菌污水相对丰度低约50%，在YG-2中γ变形菌（Gammproteobacteria）中相对丰度最大，占比为26.27%. γ变形菌（Gammproteobacteria）有助于有机物降解，有助于藻细胞内C、N、S等元素的循环，在异样反硝化、脱氮过程占优势，在污水处理中发挥重要作用[46,47]. 在生活污水Ⅱ中，YG-2的总氮的去除率最高，约为81.10%，进一步证明γ变形菌（Gammproteobacteria）在氮的降解中发挥一定作用.
如图7所示选取了4种脂肪酸生物合成的二级途径，图中显示了不同代谢通路中菌群在属水平上的相对丰度，代谢通路包括superpathway of fatty acid biosynthesis initiation, fatty acid elongation -saturated, mycolate biosynthesis, nitrate reduction I （denitrification）.
YG-2的物种组成相对丰度都较大，说明细菌对其脂肪酸合成具有一定的促进. 研究表明，污水中总氮去除主要作用是生物质吸收和硝化反硝化作用[48]. 在硝酸盐还原（反硝化）途径中，YG-2中代谢通路的物种组成相对丰度较高，这也Ⅱ中TN去除率较高的原因之一，细菌对TN的去除有一定贡献.
-
对比自养和菌藻共培养，自养比菌藻共培养表现出更高的生长速率和更多的色素含量，但菌藻共培养条件下油脂积累较高，其中YG-1和YG-2中藻细胞内的甘油三酯浓度分别比自养条件增加了140.05 mg·L−1、107.65 mg·L−1. 在生活污水Ⅱ培养下，藻细胞的总脂含量明显提高，其中YG-1、YG-2分别提高了6.62 %、19.46 %，但在自养条件下碳水化合物积累更多. 菌藻共培养提高了污水中氮磷的去除率，其中氨氮的去除率均达到了90 %以上. 高通量测序结果显示，YG-2的群落丰富度和物种多样性最高，外界环境对栅藻生长的胁迫影响较小，其抵抗外界环境变化能力较强. 门水平上的优势菌群为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes），有助于污染物的降解.
菌藻共培养对栅藻去除生活污水中氮磷和脂质积累的影响
Effects of co-culture on removal of nitrogen, phosphorus and lipid accumulation in domestic sewage by Desmodesmus
-
摘要: 对栅藻分别进行自养和菌藻共培养. 自养利用BG11液体培养基，菌藻共培养则采用生活污水，对生活污水I和生活污水Ⅱ进行高压灭菌和未灭菌处理. 测定栅藻的生长、去除污水中氮磷能力、甘油三酯积累、光合作用和菌群多样性等. 结果显示，自养比菌藻共培养表现出更高的生长速率和更多的色素含量，但菌藻共培养条件下有更高的氮磷去除和油脂积累. 特别是生活污水Ⅱ中，甘油三酯浓度比自养提高了140.05 mg·L−1、107.65 mg·L−1，总脂含量分别提高了6.62%、19.46%，但在自养情况下碳水化合物含量达到了45.05%. 菌藻共培养中氮磷的去除率较高，其中氨氮的去除率均达到了90%以上. 利用高通量测序对未灭菌污水的菌群多样性进行测定，结果显示，YG-2群落丰富度和物种多样性最高，对于抵抗外界环境变化较有利. 主导菌群为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes），有助于污染物的降解. 脂质积累较多的污水中菌群物种组成相对丰度在脂肪酸合成起始途径、脂肪酸延伸饱和、霉菌酸盐生物合成等脂肪酸生物合成的二级途径都较大，说明细菌对脂肪酸合成起到一定的促进作用.Abstract: The palisade was autotrophic and co-cultured with bacteria and Desmodesmus sp. respectively. Autotrophic uses BG11 liquid culture medium, and co-culture of bacteria and Desmodesmus sp. uses domestic sewage, which is autoclaved and unsterilized for domestic sewage I and sewageII. The growth, nitrogen and phosphorus removal capacity, triglyceride accumulation, photosynthesis and microbial diversity of palisade Desmodesmus sp. were measured. The results showed that autotrophic culture showed higher growth rate and more pigment content than co-culture of bacteria and Desmodesmus sp. , but there was higher nitrogen and phosphorus removal and oil accumulation under co-culture of bacteria and Desmodesmus sp. . Especially in the domestic sewage II, the triglyceride concentration increased by 140.05 mg·L−1 and 107.65 mg·L−1 compared with autotrophic, and the total fat content increased by 6.62% and 19.46% respectively, but the carbohydrate content reached 45.05% under autotrophic conditions. The removal rate of nitrogen and phosphorus was higher in the co-culture of bacteria and Desmodesmus sp. , and the removal rate of ammonia nitrogen reached more than 90%. High throughput sequencing was used to determine the microbial diversity of the unsterilized sewage. The results showed that YG-2 had the highest community richness and species diversity, which was favorable for resisting the changes of the external environment. The dominant bacteria are Proteobacteria and Bacteroidetes, which are conducive to the degradation of pollutants. The relative abundance of species composition of bacteria in sewage with large lipid accumulation is relatively large in the secondary pathway of fatty acid biosynthesis, such as the starting pathway of fatty acid synthesis, the extension saturation of fatty acid, and the mycotic acid salt biosynthesis, which indicates that bacteria play a certain role in promoting fatty acid synthesis.
-
随着工业水平的不断进步，人类社会的发展对能源的需求量越来越高，但是化石燃料仍为主要的能源来源[1]. 到2040年，全球能源需求量将增长30%左右，表明CO2排放量将继续增长. 因此，有效利用CO2并开发新能源是本世纪面临的艰巨挑战. 通过直接利用可持续的太阳能，将CO2和H2O光催化还原为有用的太阳能燃料，是解决碳排放和能源短缺的一种极具前景的策略.
水滑石 （LDH） 具有高比表面积、结构可调性、酸碱可调性、记忆效应、热稳定性、无毒、价格低廉、光稳定性等优点，受到研究者的广泛关注. 研究表明，LDH的表面羟基还可以与价带空穴反应生成羟基自由基 （HO•），这可作为关键的中间物种参与氧化过程[2-3]. 此外，含Ti的LDH具有丰富的Ti–O表面缺陷，这些缺陷可作为光生载流子的有效捕获位点，促进了电子和空穴的分离[4-6]，进而提高Ti基水滑石 （Ti-LDH） 的光催化性能. 近几年来，ZnTi-LDH在光催化领域展现出令人瞩目的潜能，被广泛应用于光催化领域. 例如，Xia等[7]合成了具有良好晶体结构的Fe3O4/ZnTi-LDH、CeO2/ZnTi-LDH和SnO2/ZnTi-LDH等3种复合材料，并将它们用于光催化降解酸性红14 （AR14），展现出较高的高催化活性. 但是，ZnTi-LDH可见光活性偏低，仍需对其做进一步的改性.
硫化处理是一种简单常用的改性方法，可对半导体的带隙宽度和电子和空穴的分离效率进行调控，有效的改善半导体的光催化性能. 例如，Du等[8]通过水热法合成了MoS2-CdS-TiO2催化剂用于光催化水分解. Zou等[9]采用湿法硫化制备了C/ZnS/ZnO空心球，用于光催化四环素的降解. 与C/ZnO相比，硫化后的C/ZnS/ZnO空心球光生电子和空穴的分离效率和可见光吸收性能显著提升. Ren等[10]以In金属有机框架作为前驱体制备了CdS/In2O3复合材料，其中CdS和In2O3纳米分子之间紧密相连形成异质结结构，促进了光生载流子的分离，进而提高其光催化水分解制氢效率. Yang等[11]采用水热法制备了核壳结构的In2S3/In2O3纳米材料，通过在In2O3进行硫化，可有效缩短其禁带宽度并提高其可见光利用率，进而有效提高其光催化水分解效率. 此外，硫化时间对催化剂的光催化活性也有较大的影响，当硫化30 min时，C/ZnS/ZnO样品在可见光下具有最佳的光降解活性. 但截至到目前为止，对LDH进行硫化处理后用于光催化H2O还原CO2的研究还未见报道.
为此，本文首先通过水热法制备了ZnTi-LDH，然后利用Na2S溶液对其进行硫化处理，并借助XRD、SEM、TEM、UV-Vis以及电化学工作站等对其晶体结构、形貌、光电性能等进行表征，探究硫化时间对光催化CO2还原性能的影响.
1. 实验部分（Experimental section）
1.1 实验药品
本文所用实验药品如表1所示.
表 1 原料试剂一览表Table 1. The list of materials and reagents试剂 Reagent 规格 Specifications 生产厂家 Manufacturer 硝酸锌（Zn(NO3)2·6H2O） 分析纯 天津市大茂化学试剂厂 硫化钠（Na2S·9H2O） 分析纯 天津市风船化学试剂科技有限公司 尿素 分析纯 上海阿拉丁生化科技股份有限公司 四氯化钛（TiCl4） 分析纯 上海阿拉丁生化科技股份有限公司 二氧化碳（CO2） ≥99.999% 天津联博化工股份有限公司 氩气（Ar） ≥99.999% 天津东祥特种气体有限公司 | Show Table
DownLoad:
CSV
1.2 催化剂的制备
1.2.1 ZnTi-LDH的制备
采用水热法制备了ZnTi-LDH光催化剂，其步骤如下：将2.38 g Zn(NO3)2·6H2O和3.0 g尿素溶于70 mL去离子水中，随后将0.44 mL的TiCl4快速加入到上述混合溶液中，室温下剧烈搅拌30 min后将其置于100 mL水热釜中，在130 ℃下水热48 h. 最后，离心收集所得到的沉淀，去离子水洗涤4次后置于烘箱中50 ℃下干燥24 h.
1.2.2 ZnTi-LDH的硫化
称取200 mg制备的ZnTi-LDH样品，加入装有40 mL 0.1 mol·L−1 Na2S溶液的烧杯中，于60 ℃下分别硫化1 h、2 h和3 h后，得到所需样品. 将它们分别命名为ZnS/TiO2/S-1 h、ZnS/TiO2/S-2 h和ZnS/TiO2/S-3 h.
1.2.3 催化剂/陶瓷基板的制备
在光催化活性评价过程中，将催化剂负载于陶瓷基板上，其制备方法如下：首先将硅溶胶与拟薄水铝石粉按3∶1 （体积 （mL）∶质量 （g）） 的配比在烧杯中均匀混合，然后将其倒入长、宽、高分别为5.0、2.5、0.5 cm的矩形模具中，在室温下干燥24 h后置于马弗炉中700 ℃下煅烧4 h.
将50 mg催化剂样品在1 mL去离子水中超声分散1 h，然后用胶头滴管将所得悬浮液均匀滴于陶瓷基板表面，并在60 ℃下干燥2 h.
1.3 催化剂的表征
1.3.1 结构形貌表征
采用Bruker公司 （德国） 生产的D8-Focus X射线衍射仪 （XRD） 对催化剂的物相组成和结构进行分析，测试条件为：石墨单色化的铜靶，Cu Kα射线辐射波长0.15418 nm，管电压40 kV，管电流40 mA，扫描速度8 °·min−1，扫描范围2θ=20°—80°.
采用日立公司 （日本） 生产的加速电压为5 kV的S-4800 场发射扫描电子显微镜 （SEM） 测试催化剂的尺寸和表面形貌.
采用电子公司 （日本） 生产的加速电压为300 kV 的JEM-2100F 场发射透射电子显微镜 （TEM）观察测量催化剂晶粒的形貌和晶格间距. 制备方法如下：将催化剂充分研磨后，称取适量粉末放于0.5 mL样品管中，加入无水乙醇，超声处理至样品分散均匀，随后用胶头滴管取少许悬浮液滴于超薄碳膜上，待其自然晾干.
1.3.2 光电性能表征
采用Perkin Elmer公司生产的紫外-可见分光光度计 （Lambda 750型） 对催化剂的吸光性能进行测试. 以BaSO4作为背景板，波长范围为200—800 nm.
采用上海辰华公司生产的CHI-660型电化学工作站对催化剂的光电性能进行表征. 测试条件：三电极系统，电解质溶液为0.1 mol·L−1的Na2SO4，工作电极为涂覆催化剂样品的ITO玻璃，对电极为铂电极，参比电极为Ag/AgCl电极. 工作电极的制备如下：称取0.4 mg样品放于离心管中，向其中滴加0.2 mL乙醇、0.2 mL水和20 μL萘酚，超声处理至样品分散均匀，随后用胶头滴管将悬浮液滴涂在ITO玻璃上，室温下自然晾干.
1.4 光催化活性测试
CO2光催化还原活性测试在总体积为300 mL的石英玻璃管循环体系中进行[12].
如图1所示，气体在进入反应体系之前需经净化，去除掉可能存在的微量CO，三通阀14接入管路3，经出气口15抽气进行检验. 当三通阀3和14接入管路01时为吹扫系统，接入管路01和02时为循环系统. 具体操作过程如下，将催化剂/陶瓷基板垂直放置在装有石英砂的石英反应器底部，通过CO2鼓泡将水带入反应器中参与反应. 光照之前，用CO2吹扫反应器1 h，去除反应器中的空气和催化剂表面可能吸附的有机物，随后将气路切换到循环系统，打开蠕动泵和氙灯，模拟光源采用装有AM 1.5 G滤光片的300 W氙灯 （PLS-SXE 300c氙灯） . 反应结束后，用注射器从13号取样口抽取0.1 mL气体，借助热导检测器进行气相色谱分析.
图 1 反应装置示意图Figure 1. Schematic diagram of experimental set-up for photocatalytic reduction of CO21.CO2钢瓶；2.气体净化器；3,14.三通阀；4.二通阀；5.加热炉；6.鼓泡管；7.反应器；8.陶瓷片； 9.石英砂；10.通光孔；11.氙灯光源；12.蠕动泵；13,15.取样口1.CO2 cylinder; 2.Gas purifier; 3,14.Three-way valve; 4.Two-way valve; 5.The heating furnace ;6.Water bubbler; 7.Photoreactor; 8.Ceramic chip; 9.Quartz sand; 10.The optical aperture;11.Xenon lamp light source; 12.Peristaltic pump; 13,15.Sampling port2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 XRD结构分析
借助XRD对未硫化和硫化的ZnTi-LDH的晶体结构进行表征，结果如图2所示. 从图2可观察到，归属于ZnTi-LDH （003）、（006）、（009）、（100）、（101）、（012）、（110） 和 （113） 晶面的尖锐特征衍射峰[13]，表明合成了结晶度较高的ZnTi-LDH. 此外，还可观察到归属于锐钛矿相TiO2 （101）、（004） 和 （211） 晶面的衍射峰. 借助0.1 mol·L−1的Na2S 对ZnTi-LDH进行硫化处理后，ZnTi-LDH的特征峰消失，并可观察到归属于立方相ZnS （0010）、（110） 和 （1110） 晶面的特征峰.
图 2 硫化前后 ZnTi-LDH样品的XRD谱图Figure 2. XRD patterns of ZnTi-LDH which was sulfated and unsulfated2.2 形貌分析
借助SEM和TEM对未硫化和硫化后的ZnTi-LDH的形貌、组成、尺寸大小等进行了研究，结果如图3所示. 由图3（a）中的SEM照片和图3（c）中的TEM照片可以看出，所合成的ZnTi-LDH具有由二维纳米薄片堆叠而成的片层结构. 借助Na2S对其进行硫化后，可观察到生成的ZnS/TiO2由纳米颗粒组成，且随着硫化时间的增加，纳米颗粒之间堆叠更加紧密（图3（d-f））. 这可能是由于硫化时间越长，生成的硫化物也越多，当硫化处理超过一定时间后，硫化物在相互作用下发生团聚或堆积. 为了进一步探究ZnS/TiO2的结构组成，借助高倍透射电镜 （HRTEM） 对其进一步探究. 从图3（g）可以清楚的观察到ZnS和TiO2的存在，其中晶格间距约为0.352 nm、0和0.239 nm的晶格条纹可分别归属于金红石相TiO2（101）面和ZnS（110）面. 此外，HRTEM图像还显示ZnS和TiO2之间存在紧密的界面接触，上述结果表明ZnTi-LDH硫化之后复合材料已成功制备.
图 3 SEM照片（a） ZnTi-LDH, （c） ZnS/TiO2 /S-1h; TEM 照片（b） ZnTi-LDH, （d） ZnS/TiO2 /S-1h, （e） ZnS/TiO2 /S-2h, （f） ZnS/TiO2 /S-3h; HRTEM 照片（g） ZnS/TiO2 /S-1hFigure 3. SEM images of （a） ZnTi-LDH and （b） ZnS/TiO2/S-1h; TEM images of （c） ZnS/TiO2 and （d） ZnS/TiO2/S-1h, （e） ZnS/TiO2/S-2h, （f） ZnS/TiO2/S-3h; HRTEM image of （g） ZnS/TiO2/S-1h2.3 光电性能表征
图4（a）所示为未硫化和硫化的ZnTi-LDH紫外-可见漫反射光谱（UV-vis DRS）. 从图4可看出，ZnTi-LDH样品只对波长小于400 nm处的光具有吸收带，这是由于在Zn原子、Ti原子及其配体形成的MO6八面体中发生了配体-金属之间的电荷转移 （LMCT）[14]. ZnTi-LDH经Na2S硫化后，其吸收带边明显发生了红移，在400—500 nm范围内产生了明显的光吸收，并且随着硫化时间的延长，ZnS/TiO2可见光吸收性能均逐渐增强. 这可归因于硫化后生成的ZnS和TiO2之间相互作用，减小了带隙宽度，降低了电子跃迁需要的能量，进而促进了配体-金属和金属-金属之间的电荷转移. 为了得到准确的禁带宽度，利用Kubelka-Munk公式[15]计算了未硫化和硫化的ZnTi-LDH的带隙宽度，（αhv）2 与hv的关系曲线如图4 （b） 所示. 从图4（b）和表2可以看出，ZnTi-LDH及ZnS/TiO2/S-1 h、ZnS/TiO2/S-2 h和ZnS/TiO2/S-3 h样品的带隙宽度分别为3.42、3.38、3.35、3.32 eV，表明硫化处理得到的ZnS/TiO2样品的带隙变窄. 且硫化时间越长，带隙宽度越窄，因此催化剂样品的光吸收性能越好. 但同时带隙变窄可能对电子和空穴的分离产生不利影响. 因此，需要做进一步的研究，以寻求最为合适的硫化时间.
图 4 硫化前后ZnTi-LDH样品的 （a） UV-vis DRS, （b） Kubelka-Munk函数变换图Figure 4. （a） UV-vis DRS and （b） Photo energy plots transformed by Kubelka–Munk function of ZnTi-LDH which was sulfated and unsulfated表 2 未硫化和硫化处理的ZnTi-LDH的禁带宽度和导价带位置Table 2. The band gap and the positions of the conduction band and valence band of ZnTi-LDH which was sulfated and unsulfated催化剂 Catalysts 禁带宽度/eV Band gap EFB/（V vs. NHE） ECB/（V vs. NHE） EVB/（V vs. NHE） ZnTi-LDH 3.42 −0.25 −0.45 2.97 ZnS/TiO2/S-1h 3.38 −0.77 −0.97 2.41 ZnS/TiO2/S-2h 3.35 −0.71 −0.91 2.44 ZnS/TiO2/S-3h 3.32 −0.47 −0.67 2.65 | Show TableDownLoad:
CSV
采用电化学工作站对未硫化和硫化的ZnTi-LDH的光电化学性能做进一步的探究，结果如图5所示. 从瞬态光电流响应测试结果 （图5（a））可以发现，对ZnTi-LDH水滑石进行硫化处理后，光电流密度有所增加，这是由于硫化后带隙变窄，使得电子跃迁所需的能量降低，从而产生更多的光生电子和空穴. 但是，ZnTi-LDH在硫化1 h后具有最高的光电流密度，进一步增加硫化时间，光电流密度反而下降，这可归因于硫化时间变长后，带隙较窄，促进了光生电子和空穴的复合. 通过电化学阻抗谱图研究了未硫化和硫化处理的ZnTi-LDH与电解液之间的界面电荷转移电阻和分离效率，其结果如图5（b）所示. 由图5可知，ZnTi-LDH在未经硫化处理时，Nyquist曲线均呈现出较大曲率半径的圆弧，意味着较大的阻抗. 硫化处理后，圆弧的曲率半径有所降低，其中，ZnS/TiO2/S-1 h具有最小的阻抗，也即具备着最好的界面电荷传输速率与光生电子-空穴分离效率，这一结果与瞬态光电流响应结果相吻合.
图 5 硫化前后ZnTi-LDH样品的光电流响应图（a）、电化学阻抗图（b）和莫特肖特基曲线（c）Figure 5. （a） Photocurrent response, （b） EIS Nyquist and （c） Mott-Schottky plots of ZnTi-LDH which was sulfated and unsulfated为了进一步研究硫化对能带结构、载流子浓度和半导体类型的影响，利用Mott-Schottky曲线计算频率为10 kHz时的平带电势 （EFB） （式1）.
1/C=（2/εrε0eNdA2）[（E−EFB）−kbT/e] (1) E（NHE）=E（Ag/AgCl）+0.197 (2) EVB=ECB+Eg (3) 其中，C为比容量，ε0是真空的介电常数，εr是半导体的介电常数，e是基本电荷，A是电极的有效面积，Nd是样品的电子载流子密度，E是外加电位，kb是玻尔兹曼常数，T是绝对温度. 图5（c）所示表明，未硫化和硫化处理的ZnTi-LDH的莫特肖特基曲线斜率均为正，表明ZnTi-LDH为n型半导体，且硫化并未改变其半导体类型. 借助公式（2）将电极电势转换为标准氢电极（NHE）电势，计算可得，ZnTi-LDH、ZnS/TiO2 /S-1 h、ZnS/TiO2 /S-2 h 和ZnS/TiO2 /S-3 h的EFB分别为−0.25、−0.77、−0.71、−0.47 eV.
众所周知，n型半导体的导带电势 （ECB） 比其平带势 （EFB） 负0.1或0.2 V，在本文中，取−0.2 V来计算硫化前后ZnTi-LDH样品的ECB值，结合带隙值，通过公式（3）计算出它们的价带电势（EVB），所有计算结果列于表2. 由表2可知，硫化处理可以明显的提高导带底的电子能级，从而有利于提高光生电子的还原能力.
2.4 光催化活性测试
在200 ℃、模拟太阳光照射下以H2O为还原剂测试了未硫化和硫化处理的ZnTi-LDH光催化还原CO2的性能，结果如图6所示. 从图6可看出，纯的ZnTi-LDH光催化CO2还原为CO的产率仅为5.70 μmol·（g·h）−1，具有较低的光催化活性. 硫化处理得到的ZnS/TiO2光催化性能得到很大的提升，且其活性随硫化时间呈规律性变化，其中，ZnS/TiO2/S-1 h的光催化CO产率最高，为25.35 μmol·（g·h）−1，是纯ZnTi-LDH的4.4倍. 此外，对其副产物H2进行了检测. 结果显示，ZnS/TiO2/S-1 h的氢气产率最高，为15.54 μmol·（g·h）−1，是纯ZnTi-LDH的1.5倍.
图 6 硫化前后ZnTi-LDH样品的CO和H2的光催化产率Figure 6. CO and H2 photocatalytic yield of of ZnTi-LDH which was sulfated and unsulfated为了进一步测试硫化处理的ZnTi-LDH的稳定性，以具有最高催化活性的ZnS/TiO2/S-1 h样品进行5次光催化稳定性测试，结果如图7所示. 图7结果显示，ZnS/TiO2/S-1 h在5次循环之后活性下降了18.2%，表明ZnS/TiO2/S-1 h具有相对较高的稳定性.
3. 结论（Conclusion）
通过水热法制备了具有二维纳米片层结构的ZnTi-LDH，然后利用硫化钠溶液对其进行了硫化处理. 研究结果表明，硫化后的样品片层结构部分被破坏，形成了二维纳米片负载小颗粒的形貌，为光催化反应提供了更多的活性位点. 硫化后的样品，对可见光的吸收性能增强，光生载流子的分离效率提高，导带电子的还原能力增加. 活性测试结果证明，所有硫化后的样品的CO2还原活性均有所提升，而ZnS/TiO2/S-1 h样品具有最高的光催化活性，其CO和H2的产率分别为25.35 μmol·(g·h)−1和15.54 μmol·(g·h)−1，分别是ZnTi-LDH的4.4倍和1.5倍.
-
图 1 栅藻在不同类型污水中生长曲线
Figure 1. Growth curve of Desmodesmus sp. in different types of sewage
图 2 栅藻在不同污水中TN、TP、氨氮浓度变化
Figure 2. Changes of TN, TP and ammonia nitrogen concentrations in different sewage by Desmodesmus sp.
图 3 栅藻在不同污水中的光合作用参数.
Figure 3. Photosynthesis parameters of Desmodesmus sp. in different sewage, including Fv/Fm, Y（Ⅱ）. Fv/Fm is the maximum photochemical quantum yield of PSII, and Y（Ⅱ） is the actual quantum yield of PSII under any illumination state.
图 4 栅藻的甘油三酯含量 （a）生活污水I；（b）生活污水II
Figure 4. Triglyceride content of Desmodesmus sp. （a） Domestic sewage I; （b） Domestic sewage II
图 5 菌藻絮体官能团在1200—3200 cm−1的FTIR光谱图
Figure 5. FTIR spectra of functional groups of bacteria and algae flocs at 1200-3200 cm−1
图 6 样本在不同层级上（门纲）的相对丰度
Figure 6. Relative abundance of samples at different levels （phylum,class）
表 1 不同的污水处理类型及处理方式
Table 1. Different sewage treatment types and treatment methods
编号 Number 培养基成分 Medium composition 处理方式 Processing method P-0 BG11液体培养基 — SG-1 生活污水I 沉淀+过滤+灭菌 SG-2 生活污水I 沉淀+过滤 SC-1 生活污水I 沉淀+灭菌 SC-2 生活污水I 沉淀 YG-1 生活污水Ⅱ 沉淀+过滤+灭菌 YG-2 生活污水Ⅱ 沉淀+过滤 YC-1 生活污水Ⅱ 沉淀+灭菌 YC-2 生活污水Ⅱ 沉淀 注：沉淀污水为污水经过12 h静沉取上清液部分；过滤为沉淀上清液污水过0.45 μm滤膜；灭菌为高压灭菌.
下载: 导出CSV
表 2 不同污水类型的水质指标
Table 2. Water quality indicators of different sewage types
水质指标Water quality index 总氮/（mg·L）TN 总磷/（mg·L−1）TP 氨氮/（mg·L−1）NH4+-N 总有机碳/（mg·L−1）TOC 氢离子浓度指数pH N/P摩尔比The molar ratio of N/P SG-1 34.45±1.56 2.07±0.75 1.16±0.29 279.35±0.10 5.16±0.11 36.73 SG-2 35.17±1.36 1.97±0.24 1.48±0.17 302.15±0.14 7.99±0.15 39.40 SC-1 41.81±2.35 1.41±0.25 0.74±0.13 289.90±0.17 8.8±0.14 65.45 SC-2 42.01±1.86 1.41±0.22 1.67±0.27 296.00±0.19 7.38±0.10 65.76 YG-1 157.00±4.22 17.78±1.04 67.05±0.69 351.50±0.13 10.01±0.12 19.49 YG-2 155.57±3.76 17.20±0.88 127.45±0.96 314.05±0.14 8.43±0.14 19.96 YC-1 132.76±1.77 10.96±1.40 83.25±1.90 266.30±0.12 10.03±0.15 26.74 YC-2 130.11±3.04 13.15±1.09 136.36±1.38 161.35±0.10 8.18±0.12 21.84
下载: 导出CSV
表 3 栅藻的碳水化合物、蛋白质、总脂含量、叶绿素a含量
Table 3. Carbohydrate, protein, total lipid content and chlorophyll a content of Desmodesmus sp.
样品 Sample 总脂/% Total lipids 蛋白质/% Protein 碳水化合物/% Carbohydrate 叶绿素a/% Chl a P-0 20.46±1.23 19.05±2.13 45.05±2.01 5.99±1.20 SG-1 20.12±2.31 16.21±1.01 28.35±0.67 3.18±0.93 SG-2 21.24±2.10 18.43±3.20 30.82±1.76 6.09±1.45 SC-1 20.46±2.43 17.62±4.15 40.41±2.01 4.86±1.12 SC-2 21.12±1.30 18.15±2.14 25.38±2.31 3.73±1.31 YG-1 27.08±1.45 19.41±1.12 13.92±4.24 3.56±0.49 YG-2 39.92±3.10 23.08±2.05 21.58±1.06 5.59±1.11 YC-1 21.46±2.11 19.79±2.05 20.65±2.32 3.87±0.85 YC-2 27.22±3.23 21.38±1.56 12.98±2.01 5.58±0.24
下载: 导出CSV
表 4 藻类分析FTIR分析主要光谱带特征吸收峰[38]
Table 4. Characteristic absorption peaks of main spectral bands in FTIR analysis of algae[38]
序号 Number 峰位/cm−1 Peak position 官能团 Functional group 组分 Component 分析 Analysis 1 2970—2960 υasCH3 脂类 甲基基团 2 2930—2920 υasCH2 脂类 亚甲基基团 3 2875—2850 υCH2,CH3 脂类 脂肪酸中甲基和亚甲基基团 4 1655—1638 υC=O 蛋白质（酰胺I） 蛋白质，也有可能包含烯烃和芳香烃化合物中的C=C伸缩振动 5 1545—1540 δN-H,δC-H 蛋白质（酰胺Ⅱ） 蛋白质
下载: 导出CSV
表 5 不同样品的生物多样性指数
Table 5. Biodiversity indices of different samples
样品Sample Chao1 Observed species Shannon Simpson Pielou’s evenness Good’s coverage SG-2 356.597 326.6 2.17292 0.486781 0.260191 0.998645 SC-2 1288.91 1150.3 5.41534 0.897742 0.532599 0.99439 YG-2 3482.29 3450.2 8.69133 0.984484 0.739533 0.994759 YC-2 3113.53 3108.5 8.52242 0.9838 0.734564 0.998024
下载: 导出CSV
-
[1] ROCHAIX J D. Chlamydomonas reinhardtii[M]//Brenner's Encyclopedia of Genetics. Amsterdam: Elsevier, 2013: 521-524. [2] 田朝玉, 叶晓, 华威, 等. 基于污水处理的微藻培养研究进展 [J]. 环境工程, 2016, 34(3): 1-5. doi: 10.13205/j.hjgc.201603001 TIAN C Y, YE X, HUA W, et al. Research progress of microalgae cultivation using wastewater resources [J]. Environmental Engineering, 2016, 34(3): 1-5(in Chinese). doi: 10.13205/j.hjgc.201603001
[3] 朱新曼, 尹儿琴, 刘友春, 等. 微藻处理污水的可行性研究 [J]. 山东农业大学学报(自然科学版), 2019, 50(3): 509-512. ZHU X M, YIN E Q, LIU Y C, et al. Study on the feasibility treating wastewater by Chlamydomonas reinhardtii [J]. Journal of Shandong Agricultural University (Natural Science Edition), 2019, 50(3): 509-512(in Chinese).
[4] 杨晶晶. 利用斜生栅藻处理废水中氮磷的研究[D]. 太原: 太原理工大学, 2018. YANG J J. Study on removal of nitrogen and Phosphorus in wastewater based on Scenedesmus obliquus[D]. Taiyuan: Taiyuan University of Technology, 2018(in Chinese).
[5] ZHOU X P, GE H M, XIA L, et al. Evaluation of oil-producing algae as potential biodiesel feedstock [J]. Bioresource Technology, 2013, 134: 24-29. doi: 10.1016/j.biortech.2013.02.008 [6] OSWALD W J, GOTAAS H B, GOLUEKE C G, et al. Algae in waste treatment (with discussion) [J]. Sewage and Industrial Wastes, 1957, 29(4): 437-457. [7] CAI T, PARK S Y, LI Y B. Nutrient recovery from wastewater streams by microalgae: Status and prospects [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2013, 19: 360-369. doi: 10.1016/j.rser.2012.11.030 [8] 甄茜, 蔡婕, 郭行, 等. 微藻在废水脱氮除磷中的应用 [J]. 水处理技术, 2017, 43(8): 7-12. doi: 10.16796/j.cnki.1000-3770.2017.08.002 ZHEN X, CAI J, GUO X, et al. Application of microalgae in removing nitrogen and Phosphorus from wastewater [J]. Technology of Water Treatment, 2017, 43(8): 7-12(in Chinese). doi: 10.16796/j.cnki.1000-3770.2017.08.002
[9] 涂仁杰, 金文标, 韩松芳, 等. 细菌对城市污水中小球藻生长和油脂积累的影响 [J]. 环境科学, 2017, 38(10): 4279-4285. doi: 10.13227/j.hjkx.201703054 TU R J, JIN W B, HAN S F, et al. Effects of bacteria on the growth of and lipid accumulation in Chlorella pyrenoidosa cultivated in municipal wastewater [J]. Environmental Science, 2017, 38(10): 4279-4285(in Chinese). doi: 10.13227/j.hjkx.201703054
[10] MOHD UDAIYAPPAN A F, HASAN H A, TAKRIFF M S, et al. Microalgae-bacteria interaction in palm oil mill effluent treatment [J]. Journal of Water Process Engineering, 2020, 35: 101203. doi: 10.1016/j.jwpe.2020.101203 [11] MA X C, ZHOU W G, FU Z Q, et al. Effect of wastewater-borne bacteria on algal growth and nutrients removal in wastewater-based algae cultivation system [J]. Bioresource Technology, 2014, 167: 8-13. doi: 10.1016/j.biortech.2014.05.087 [12] WANG Y Y, WANG S Y, SUN L Q, et al. Screening of a Chlorella-bacteria consortium and research on piggery wastewater purification [J]. Algal Research, 2020, 47: 101840. doi: 10.1016/j.algal.2020.101840 [13] HUO S H, KONG M, ZHU F F, et al. Co-culture of Chlorella and wastewater-borne bacteria in vinegar production wastewater: Enhancement of nutrients removal and influence of algal biomass generation [J]. Algal Research, 2020, 45: 101744. doi: 10.1016/j.algal.2019.101744 [14] LIANG Z J, LIU Y, GE F, et al. Efficiency assessment and pH effect in removing nitrogen and phosphorus by algae-bacteria combined system of Chlorella vulgaris and Bacillus licheniformis [J]. Chemosphere, 2013, 92(10): 1383-1389. doi: 10.1016/j.chemosphere.2013.05.014 [15] KONG W, SONG H, CAO Y, et al. The characteristics of biomass production lipid accumulation and chlorophyll biosynthesis of Chlorella vulgaris under mixotrophic cultivation [J]. African Journal of Biotechnology, 2011, 10: 11620-11630. [16] de GODOS I, VARGAS V A, BLANCO S, et al. A comparative evaluation of microalgae for the degradation of piggery wastewater under photosynthetic oxygenation [J]. Bioresource Technology, 2010, 101(14): 5150-5158. doi: 10.1016/j.biortech.2010.02.010 [17] ZHU S N, HUO S H, FENG P Z. Developing designer microalgal consortia: A suitable approach to sustainable wastewater treatment[M]//Microalgae Biotechnology for Development of Biofuel and Wastewater Treatment. Singapore: Springer Singapore, 2019: 569-598. [18] CHEN W, ZHANG C W, SONG L R, et al. A high throughput Nile red method for quantitative measurement of neutral lipids in microalgae [J]. Journal of Microbiological Methods, 2009, 77(1): 41-47. doi: 10.1016/j.mimet.2009.01.001 [19] ANDERSEN J E T. The standard addition method revisited [J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2017, 89: 21-33. doi: 10.1016/j.trac.2016.12.013 [20] DUBOIS M, GILLES K A, HAMILTON J K, et al. Colorimetric method for determination of sugars and related substances [J]. Analytical Chemistry, 1956, 28(3): 350-356. doi: 10.1021/ac60111a017 [21] BRADFORD M M. A rapid and sensitive method for the quantitation of microgram quantities of protein utilizing the principle of protein-dye binding [J]. Analytical Biochemistry, 1976, 72(1/2): 248-254. [22] MSANNE J, XU D, KONDA A R, et al. Metabolic and gene expression changes triggered by nitrogen deprivation in the photoautotrophically grown microalgae Chlamydomonas reinhardtii and Coccomyxa sp. C-169 [J]. Phytochemistry, 2012, 75: 50-59. doi: 10.1016/j.phytochem.2011.12.007 [23] CHEVALIER P, de la NOÜE J. Efficiency of immobilized hyperconcentrated algae for ammonium and orthophosphate removal from wastewaters [J]. Biotechnology Letters, 1985, 7(6): 395-400. doi: 10.1007/BF01166210 [24] ZHU J Y, RONG J F, ZONG B N. Factors in mass cultivation of microalgae for biodiesel [J]. Chinese Journal of Catalysis, 2013, 34(1): 80-100. doi: 10.1016/S1872-2067(11)60497-X [25] GAO F, LI C, YANG Z H, et al. Removal of nutrients, organic matter, and metal from domestic secondary effluent through microalgae cultivation in a membrane photobioreactor [J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 2016, 91(10): 2713-2719. [26] RUIZ-MARIN A, MENDOZA-ESPINOSA L G, STEPHENSON T. Growth and nutrient removal in free and immobilized green algae in batch and semi-continuous cultures treating real wastewater [J]. Bioresource Technology, 2010, 101(1): 58-64. doi: 10.1016/j.biortech.2009.02.076 [27] WANG J H, ZHANG T Y, DAO G H, et al. Microalgae-based advanced municipal wastewater treatment for reuse in water bodies [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2017, 101(7): 2659-2675. doi: 10.1007/s00253-017-8184-x [28] SUKAČOVÁ K, TRTÍLEK M, RATAJ T. Phosphorus removal using a microalgal biofilm in a new biofilm photobioreactor for tertiary wastewater treatment [J]. Water Research, 2015, 71: 55-63. doi: 10.1016/j.watres.2014.12.049 [29] GUO H, YAO J T, SUN Z M, et al. Effect of temperature, irradiance on the growth of the green Alga Caulerpa lentillifera (Bryopsidophyceae, Chlorophyta) [J]. Journal of Applied Phycology, 2015, 27(2): 879-885. doi: 10.1007/s10811-014-0358-7 [30] LI T, YANG F F, XU J, et al. Evaluating differences in growth, photosynthetic efficiency, and transcriptome of Asterarcys sp. SCS-1881 under autotrophic, mixotrophic, and heterotrophic culturing conditions [J]. Algal Research, 2020, 45: 101753. doi: 10.1016/j.algal.2019.101753 [31] PAPAGEORGIOU G C, Govindjee. Chlorophyll a Fluorescence: A Signature of Photosynthesis[M]. [M]. Springer, 2005 [32] ABREU A P, FERNANDES B, VICENTE A A, et al. Mixotrophic cultivation of Chlorella vulgaris using industrial dairy waste as organic carbon source [J]. Bioresource Technology, 2012, 118: 61-66. doi: 10.1016/j.biortech.2012.05.055 [33] ALAM M A, WAN C, GUO S L, et al. Characterization of the flocculating agent from the spontaneously flocculating microalga Chlorella vulgaris JSC-7 [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2014, 118(1): 29-33. doi: 10.1016/j.jbiosc.2013.12.021 [34] WAGNER H, LIU Z X, LANGNER U, et al. The use of FTIR spectroscopy to assess quantitative changes in the biochemical composition of microalgae [J]. Journal of Biophotonics, 2010, 3(8/9): 557-566. [35] DEAN A P, SIGEE D C, ESTRADA B, et al. Using FTIR spectroscopy for rapid determination of lipid accumulation in response to nitrogen limitation in freshwater microalgae [J]. Bioresource Technology, 2010, 101(12): 4499-4507. doi: 10.1016/j.biortech.2010.01.065 [36] MAYERS J J, FLYNN K J, SHIELDS R J. Rapid determination of bulk microalgal biochemical composition by Fourier-Transform Infrared spectroscopy [J]. Bioresource Technology, 2013, 148: 215-220. doi: 10.1016/j.biortech.2013.08.133 [37] STEHFEST K, TOEPEL J, WILHELM C. The application of micro-FTIR spectroscopy to analyze nutrient stress-related changes in biomass composition of phytoplankton algae [J]. Plant Physiology and Biochemistry, 2005, 43(7): 717-726. doi: 10.1016/j.plaphy.2005.07.001 [38] MURDOCK J N, WETZEL D L. FT-IR microspectroscopy enhances biological and ecological analysis of algae [J]. Applied Spectroscopy Reviews, 2009, 44(4): 335-361. doi: 10.1080/05704920902907440 [39] CAUSEY B D. Parametric estimation of the number of classes in a population [J]. Journal of Applied Statistics, 2002, 29(6): 925-934. doi: 10.1080/02664760220136221 [40] SHANNON C E. A mathematical theory of communication [J]. The Bell System Technical Journal, 1948, 27(3): 379-423. doi: 10.1002/j.1538-7305.1948.tb01338.x [41] SIMPSON E H. Measurement of diversity [J]. Nature, 1949, 163(4148): 688. doi: 10.1038/163688a0 [42] PIELOU E C. The measurement of diversity in different types of biological collections [J]. Journal of Theoretical Biology, 1966, 13: 131-144. doi: 10.1016/0022-5193(66)90013-0 [43] GOOD I J. The population frequencies of species and the estimation of population parameters [J]. Biometrika, 1953, 40(3/4): 237-264. doi: 10.2307/2333344 [44] MAO Y P, XIA Y, ZHANG T. Characterization of Thauera-dominated hydrogen-oxidizing autotrophic denitrifying microbial communities by using high-throughput sequencing [J]. Bioresource Technology, 2013, 128: 703-710. doi: 10.1016/j.biortech.2012.10.106 [45] ZHU I, GETTING T. A review of nitrate reduction using inorganic materials [J]. Environmental Technology Reviews, 2012, 1(1): 46-58. doi: 10.1080/09593330.2012.706646 [46] FENG C J, ZHANG Z J, WANG S M, et al. Characterization of microbial community structure in a hybrid biofilm-activated sludge reactor for simultaneous nitrogen and phosphorus removal[J]. Journal of Environmental Biology, 2013, 34(2 Spec No): 489-499. [47] SHEN Z Q, ZHOU Y X, HU J, et al. Denitrification performance and microbial diversity in a packed-bed bioreactor using biodegradable polymer as carbon source and biofilm support [J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 250/251: 431-438. doi: 10.1016/j.jhazmat.2013.02.026 [48] LEI Y J, TIAN Y, ZHANG J, et al. Microalgae cultivation and nutrients removal from sewage sludge after ozonizing in algal-bacteria system [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 165: 107-114. doi: 10.1016/j.ecoenv.2018.08.096 -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3570
- HTML全文浏览数: 3570
- PDF下载数: 73
- 施引文献: 0
