低溫對(duì)高濃度人尿液廢水培養(yǎng)小球藻的影響

王忠江，鄭 宇，王子越，周 正，郝詩(shī)敏，薛 寧

低溫對(duì)高濃度人尿液廢水培養(yǎng)小球藻的影響

王忠江1,2,3，鄭 宇1，王子越1，周 正1，郝詩(shī)敏1，薛 寧1

（1. 東北農(nóng)業(yè)大學(xué)工程學(xué)院，哈爾濱 150030；2. 黑龍江省寒地農(nóng)業(yè)可再生資源利用技術(shù)與裝備重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，哈爾濱 150030；3. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部生豬養(yǎng)殖設(shè)施工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，哈爾濱 150030）

針對(duì)寒區(qū)氣溫低，微藻培養(yǎng)過(guò)程加熱能耗大的問(wèn)題，以蛋白核小球藻和普通小球藻為試驗(yàn)藻種，利用人工氣候培養(yǎng)箱，在人尿液廢水添加比例40%條件下，研究2種小球藻在15.0、17.5、20.0、22.5、25.0 ℃較低溫度下的生長(zhǎng)特性和小球藻蛋白質(zhì)含量，以及培養(yǎng)液中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的利用情況。結(jié)果表明，2種小球藻均可以在高濃度尿液廢水中生長(zhǎng)，蛋白核小球藻對(duì)各試驗(yàn)組培養(yǎng)液中總氮、氨氮、總磷和化學(xué)需氧量（Chemical Oxygen Demand, COD）的平均去除率分別達(dá)到78.02%、79.59%、79.31%、20.11%，最大生物量達(dá)到0.502 g/L；普通小球藻對(duì)培養(yǎng)液中總氮、氨氮、總磷和COD的去除效果更好，平均去除率分別達(dá)到87.90%、89.55%、89.29%、68.66%，最大生物量達(dá)到1.007 g/L。2種小球藻對(duì)低溫的響應(yīng)均呈現(xiàn)隨溫度的升高生物量和培養(yǎng)液中相關(guān)指標(biāo)的去除率也隨之增大的趨勢(shì)，但不同溫度區(qū)段的變化率存在差異，溫度為20.0 ℃及以上時(shí)變化較小，溫度低于20.0 ℃時(shí)變化較大。并且在微藻培養(yǎng)各指標(biāo)中，微藻的生物量和蛋白含量，以及培養(yǎng)液中的COD含量變化較大，而培養(yǎng)液中的總氮、氨氮、總磷的變化規(guī)律差別較小。普通小球藻對(duì)低溫的耐受特性明顯優(yōu)于蛋白核小球藻，普通小球藻更適合在低溫條件下用于高濃度尿液廢水的處理和資源化。該研究為寒區(qū)微藻的低耗高效培養(yǎng)和尿液廢水的資源化利用提供理論支持。

溫度；試驗(yàn)；人尿液廢水；高濃度；小球藻；低溫

0 引 言

中國(guó)生活廢水中氮、磷是造成湖中及緊鄰海域富營(yíng)養(yǎng)化的主要因素，因此脫除生活污水中的磷和氨氮，尤其是從污水源中脫除氮、磷，不僅能有效防止富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)象，同時(shí)也可以實(shí)現(xiàn)氮磷的資源化，產(chǎn)生良好的經(jīng)濟(jì)效益[1-2]。人尿液是生活廢水的重要組成部分，采用源分離系統(tǒng)能夠回收尿液中20%的常量營(yíng)養(yǎng)元素，并可以達(dá)到50%～80%的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)去除率。人尿液中養(yǎng)分的回收目前主要有鳥(niǎo)糞石沉淀、正向滲透、硝化/蒸餾、氨汽提和蒸發(fā)吸收/吸附等途徑。但由于投資和運(yùn)行成本、經(jīng)濟(jì)回報(bào)的不確定性和可持續(xù)性問(wèn)題，大多數(shù)技術(shù)都不具備商業(yè)化前景[3-4]。目前仍缺乏尿液中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的低耗高效利用技術(shù)。

利用微藻處理廢水始于20世紀(jì)50年代，以藻類(lèi)為基礎(chǔ)的污水處理技術(shù)已成為污水深度處理和資源化利用的新趨勢(shì)，微藻培養(yǎng)被認(rèn)為是利用尿液中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的最經(jīng)濟(jì)和有效方法之一[5-6]。利用尿液培養(yǎng)微藻不但能夠?qū)崿F(xiàn)尿液的無(wú)害化，而且還可以生產(chǎn)生物燃料和飼料等高附加值產(chǎn)品[7-8]。但目前利用人尿液培養(yǎng)微藻的研究較少，而且研究中尿液的稀釋比例均在50倍以上，Chang等[9]研究了微藻在自養(yǎng)和混合營(yíng)養(yǎng)條件下的生長(zhǎng)特征，發(fā)現(xiàn)在將尿液稀釋120倍自養(yǎng)培養(yǎng)下微藻去除了尿液中97%的氨氮、96.5%的總磷。常園園[10]將尿液分別稀釋50、100、150和200倍后培養(yǎng)螺旋藻，結(jié)果表明稀釋倍數(shù)為50和100倍條件下微藻生長(zhǎng)更好。稀釋比例大雖然可以實(shí)現(xiàn)微藻生長(zhǎng)，但會(huì)影響培養(yǎng)過(guò)程的微藻生物量，降低微藻培養(yǎng)系統(tǒng)對(duì)尿液的無(wú)害化和資源化能力。此外，溫度被認(rèn)為是影響微藻細(xì)胞碳源氮源分配和細(xì)胞體積的重要因素，溫度過(guò)高或過(guò)低均不利于微藻的生長(zhǎng)[11]。相關(guān)研究表明微藻對(duì)溫度的升高更為敏感，在適當(dāng)?shù)牡蜏叵驴梢暂^好地適應(yīng)環(huán)境變化[12]。因此，本文針對(duì)寒區(qū)氣溫低，微藻培養(yǎng)過(guò)程加熱能耗大，以及目前尿液廢水培養(yǎng)微藻過(guò)程存在的尿液濃度低和微藻生物量小的問(wèn)題，利用高濃度尿液廢水，在較低溫度條件下，以對(duì)養(yǎng)殖場(chǎng)廢水、市政廢水、工業(yè)廢水等環(huán)境條件適應(yīng)能力較強(qiáng)和后續(xù)資源化潛力更大的小球藻[13]為藻種，在前期人尿液不同稀釋比例培養(yǎng)小球藻研究成果的基礎(chǔ)上，研究低溫對(duì)高濃度人尿液廢水培養(yǎng)蛋白核小球藻和普通小球藻的影響，分析2種小球藻在不同培養(yǎng)溫度下對(duì)高濃度尿液廢水的適應(yīng)性及其對(duì)培養(yǎng)液的凈化效果，適合低溫高濃度尿液廢水培養(yǎng)的藻種以及低溫環(huán)境對(duì)微藻培養(yǎng)系統(tǒng)的影響規(guī)律，為寒區(qū)微藻的低耗高效培養(yǎng)和尿液廢水的資源化利用奠定理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 尿 液

研究所用的尿液取自東北農(nóng)業(yè)大學(xué)工程訓(xùn)練中心男廁所，每次用經(jīng)過(guò)紫外消毒的塑料桶收集，尿液和稀釋后尿液配制的培養(yǎng)液相關(guān)特性如表1所示。

表1 人尿液特性

1.1.2 試驗(yàn)藻種

試驗(yàn)所用微藻為蛋白核小球藻（FACHB-5）和普通小球藻（FACHB-1554）均為淡水藻種，由中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所提供。將藻種接入到BG11培養(yǎng)基中之后置于人工氣候培養(yǎng)箱（OBY-Q600-SEI，常州歐邦電子有限公司）中進(jìn)行預(yù)培養(yǎng)，培養(yǎng)溫度為（26.0±1.0）℃，光照強(qiáng)度為2 500 lx，光暗比為12∶12，通氣量為1.0 L/min，空氣在進(jìn)入培養(yǎng)液前經(jīng)0.2m濾膜過(guò)濾，試驗(yàn)用水均為蒸餾水。

1.2 試驗(yàn)方法

為降低小球藻的培養(yǎng)成本，本研究中所用尿液廢水均未消毒。根據(jù)文獻(xiàn)[14]中小球藻能夠耐受的氨氮和總氮等指標(biāo)濃度范圍，結(jié)合本研究所使用尿液中相關(guān)成分的含量，將尿液廢水用蒸餾水稀釋4倍。將70 mL生長(zhǎng)至對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期的藻種接種到裝有630 mL尿液廢水培養(yǎng)液的錐形瓶中（錐形瓶體積為1 000 mL，有效容積為700 mL），每組試驗(yàn)設(shè)置3個(gè)平行，進(jìn)行批式培養(yǎng)，培養(yǎng)周期為14 d。將裝有微藻和培養(yǎng)液的錐形瓶置于人工氣候培養(yǎng)箱（OBY-Q600-SEI，常州歐邦電子有限公司）中進(jìn)行小球藻培養(yǎng)，光照強(qiáng)度為4 000 lx，通氣量為1.5 L/min，空氣進(jìn)入培養(yǎng)液前經(jīng)直徑為0.2m（天津市領(lǐng)航實(shí)驗(yàn)設(shè)備股份有限公司）的濾膜過(guò)濾。光照周期為全天24 h光照。尿液廢水與BG11培養(yǎng)基的體積比值為4∶5。微藻的最適培養(yǎng)溫度為25.0～30.0 ℃，目前關(guān)于微藻的研究一般以20.0 ℃作為低溫培養(yǎng)的界限溫度，但為了保證人工培養(yǎng)微藻時(shí)具有相對(duì)較高的微藻生物量和污染物去除率，本研究的最低溫度選擇為15.0 ℃[15]，而沒(méi)有選擇更低的溫度，此外文章為對(duì)比低溫和常用溫度培養(yǎng)微藻的特性差異，也選擇了微藻生長(zhǎng)較好且溫度相對(duì)較低的25.0 ℃，所以本研究選用的微藻培養(yǎng)溫度分別為15.0、17.5、20.0、22.5和25.0 ℃。

1.3 測(cè)試方法

1.3.1 小球藻生物量

2種小球藻的生物量由干重法測(cè)定[16]。取10 mL藻液置于已預(yù)先烘干至恒質(zhì)量的10 mL離心管中，放入離心機(jī)中以8 000 r/min離心5 min，棄去上清液，將離心管敞口放入烘箱中，75.0 ℃烘至恒質(zhì)量，測(cè)定干質(zhì)量。每個(gè)樣品做3個(gè)重復(fù)，并計(jì)算其平均值。2種小球藻的生物量計(jì)算式如下：

小球藻生物量(g/L)=(2-1)/（1）

式中1為離心管質(zhì)量（g），2為離心后總質(zhì)量（g）；為所取藻液體積（L）。

1.3.2 其他指標(biāo)

廢水中的總氮、氨氮和總磷使用Skalar San++流動(dòng)分析儀測(cè)定[17-18]，參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[19]；pH值用pH計(jì)（HS-25）測(cè)定；化學(xué)需氧量含量采用快速密閉消解法測(cè)定[20]，COD的標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)如下：

=1 126.47OD610+5.37，2=0.997 2 （2）

式中OD610是溶液在610 nm處的吸光度，為溶液COD含量（mg/L）。

小球藻蛋白質(zhì)含量的測(cè)定采用福林酚試劑法[21]。小球藻蛋白質(zhì)含量標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)為

=329.21-1.10，2=0.999 2 （3）

式中為蛋白質(zhì)含量（mg/L），為溶液在OD500nm處的吸光度。

1.3.3 數(shù)據(jù)分析方法

利用Excel 2013和SAS 9.4軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和顯著性檢驗(yàn)（<0.05），試驗(yàn)數(shù)據(jù)圖采用Origin 2018進(jìn)行繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 小球藻生物量

本研究以小球藻的干質(zhì)量表示2種小球藻的生長(zhǎng)情況。圖1為2種小球藻在不同培養(yǎng)溫度下干質(zhì)量的變化情況。

由圖1a可知，蛋白核小球藻FACHB-5在培養(yǎng)溫度為15.0和17.5 ℃條件下生長(zhǎng)緩慢，且均在試驗(yàn)的第9天干質(zhì)量達(dá)到最大值分別為0.173和0.197 g/L，之后開(kāi)始呈下降趨勢(shì)；而在溫度為20.0、22.5和25.0 ℃的試驗(yàn)組中，微藻生長(zhǎng)速度明顯加快，微藻生物量顯著高于培養(yǎng)溫度較低的15.0和17.5 ℃試驗(yàn)組，均在第10天達(dá)到各自最大的干質(zhì)量分別為0.410、0.444和0.502 g/L，并且由圖 1c可以看出20.0、22.5和25.0 ℃試驗(yàn)組的最大干質(zhì)量與15.0和17.5 ℃試驗(yàn)組的最大干質(zhì)量差異達(dá)到顯著水平（<0.05）。由圖1b可知，普通小球藻FACHB-1554在5個(gè)試驗(yàn)組中的生長(zhǎng)趨勢(shì)相似。在培養(yǎng)溫度較高的試驗(yàn)組22.5和25.0 ℃中，小球藻生物量從第2天開(kāi)始迅速增加，在第13天生長(zhǎng)速率開(kāi)始變緩，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，干質(zhì)量由試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)的0.032 g/L分別上升到0.897、1.007 g/L。在培養(yǎng)溫度為15.0、17.5和20.0 ℃的試驗(yàn)組中，試驗(yàn)開(kāi)始的前3 d普通小球藻FACHB-1554生長(zhǎng)均較緩慢，從第4天開(kāi)始生長(zhǎng)速率逐漸加快，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，干質(zhì)量值由試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)的0.032 g/L分別上升到0.423、0.583和0.692 g/L，由圖1c可以看出15.0、17.5和20.0 ℃試驗(yàn)組的小球藻最大干質(zhì)量顯著低于培養(yǎng)溫度為22.5和25.0 ℃試驗(yàn)組的小球藻最大干質(zhì)量（<0.05）。2種小球藻均在培養(yǎng)溫度較高的22.5和25.0 ℃培養(yǎng)液中長(zhǎng)勢(shì)較好，且都在培養(yǎng)溫度為25.0 ℃的培養(yǎng)液中達(dá)到了最大干質(zhì)量值。這是因?yàn)樾∏蛟暹m宜的溫度范圍通常在25.0～30.0℃，適宜的生長(zhǎng)溫度會(huì)使小球藻細(xì)胞的體積和細(xì)胞內(nèi)碳?xì)浜拷抵磷畹停粗陀诨蚋哂谧钸m溫度，則會(huì)使細(xì)胞體積變大，內(nèi)含物質(zhì)增加[22]。由2種微藻干質(zhì)量的變化可以看出，2種微藻的干質(zhì)量均呈現(xiàn)隨溫度升高干質(zhì)量增大的趨勢(shì)，但不同溫度間同種微藻的干質(zhì)量變化率差異較大，當(dāng)溫度為20.0℃以及20.0℃以上時(shí)差異較小，溫度為20.0℃以下時(shí)差異較大。此外由圖1c可以看出在相同的培養(yǎng)溫度下，普通小球藻FACHB-1554在培養(yǎng)液中的生長(zhǎng)狀況顯著優(yōu)于蛋白核小球藻FACHB-5（<0.01），培養(yǎng)溫度由17.5 ℃升至20.0 ℃時(shí)蛋白核小球藻FACHB-5的生長(zhǎng)情況變化更明顯。

2.2 pH值

圖2為2種藻種在不同培養(yǎng)溫度下培養(yǎng)液的pH值變化。

注：FACHB-5為蛋白核小球藻，F(xiàn)ACHB-1554為普通小球藻種。不同小寫(xiě)字母表示同種微藻不同培養(yǎng)溫度間差異顯著（P<0.05）。不同大寫(xiě)字母表示相同培養(yǎng)溫度不同藻種處理間差異顯著（P<0.05），下同。

a. FACHB-5b. FACHB-1554c. 最大pH值c. Maximum pH value

尿液中含有大量的尿素和脲酶，但尿液水解的最適溫度為35.0 ℃，在25.0 ℃下尿液在儲(chǔ)存2周后才開(kāi)始緩慢水解[23]，所以本研究不考慮尿液水解對(duì)培養(yǎng)液pH值、氨氮含量的影響。從圖2a可以看出蛋白核小球藻FACHB-5在15.0和17.5 ℃試驗(yàn)組的培養(yǎng)液pH值變化范圍與其他試驗(yàn)組相比較小，這是因?yàn)檩^低的培養(yǎng)溫度會(huì)使細(xì)胞體積增大和內(nèi)含物增多，從而影響小球藻的正常生長(zhǎng)。培養(yǎng)溫度為20.0、22.5和25.0℃試驗(yàn)組培養(yǎng)液pH值在培養(yǎng)周期內(nèi)變化明顯，均在試驗(yàn)的前6?d明顯上升，而后趨于穩(wěn)定。隨著培養(yǎng)溫度的升高，在20.0、22.5和25.0 ℃培養(yǎng)條件下蛋白核小球藻FACHB-5培養(yǎng)液的pH值上升幅度明顯大于15.0和17.5 ℃試驗(yàn)組。由圖2c可以看出25.0 ℃試驗(yàn)組的pH值在培養(yǎng)周期內(nèi)的第6天達(dá)到最大值8.946，與培養(yǎng)溫度為15.0和17.5 ℃試驗(yàn)組差異達(dá)到顯著水平（<0.05）。圖2b為普通小球藻FACHB-1554在不同培養(yǎng)溫度下培養(yǎng)液中pH值的變化，普通小球藻FACHB-1554在培養(yǎng)溫度為15.0 ℃的試驗(yàn)組中培養(yǎng)液pH值上升幅度最小，由于培養(yǎng)溫度過(guò)低無(wú)法滿(mǎn)足小球藻的正常生長(zhǎng)，導(dǎo)致小球藻生長(zhǎng)緩慢；而培養(yǎng)溫度為25.0 ℃試驗(yàn)組的培養(yǎng)液pH值上升幅度最大，pH值增加的原因是小球藻的快速增長(zhǎng)消耗了較多的H+[24]；在微藻培養(yǎng)的后期由于微藻生長(zhǎng)速率緩慢導(dǎo)致培養(yǎng)液pH值的變化幅度較小，而適宜的生長(zhǎng)溫度會(huì)使小球藻細(xì)胞的體積和細(xì)胞內(nèi)碳?xì)浜拷抵磷畹?，培養(yǎng)液中pH值也會(huì)大幅上升。培養(yǎng)溫度為15.0和17.5 ℃時(shí)，普通小球藻FACHB-1554培養(yǎng)液中pH值上升幅度顯著大于蛋白核小球藻FACHB-5，結(jié)合圖1中的微藻生長(zhǎng)速率可知普通小球藻FACHB-1554與蛋白核小球藻FACHB-5相比對(duì)低溫尿液培養(yǎng)環(huán)境的適應(yīng)性更強(qiáng)，生長(zhǎng)速度更快，pH值的上升幅度更大。

2.3 氨氮和總氮含量

圖3為2種微藻在不同培養(yǎng)溫度下培養(yǎng)液中氨氮含量的變化情況。

a. FACHB-5b. FACHB-1554c. 氨氮去除率c. Ammonia nitrogen removal rate

氮是微藻生長(zhǎng)必需的基本元素之一，同時(shí)也是微藻體內(nèi)蛋白質(zhì)、核酸、葉綠素等物質(zhì)合成的基本元素。微藻對(duì)尿液中氮的去除主要是通過(guò)微藻光合作用，將無(wú)機(jī)氮轉(zhuǎn)化成微藻生物體，NH4+-N 是最易被微藻利用的氮形態(tài)[25]。如圖3a和圖3b所示，各試驗(yàn)組培養(yǎng)液中氨氮含量在培養(yǎng)周期前期下降速度均較快，這與圖1中的微藻生長(zhǎng)速率相對(duì)應(yīng)。隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，小球藻生長(zhǎng)速率逐漸減緩，減少了對(duì)培養(yǎng)液中氨氮的消耗，導(dǎo)致試驗(yàn)后期培養(yǎng)液中氨氮含量下降速度逐漸放緩。蛋白核小球藻FACHB-5各試驗(yàn)組的氨氮含量由84.66～86.16 mg/L降低至13.11～24.13 mg/L，普通小球藻FACHB-1554各試驗(yàn)組的氨氮含量由85.48～87.53 mg/L降低至3.18～16.1 mg/L。從圖3c可以看出，培養(yǎng)溫度為25.0 ℃時(shí)蛋白核小球藻FACHB-5對(duì)培養(yǎng)液中氨氮的去除率達(dá)到84.78%，其他4個(gè)試驗(yàn)組的氨氮去除率隨培養(yǎng)溫度升高由71.5%升至83.37%，平均去除率達(dá)到79.59%。普通小球藻FACHB-1554在25.0 ℃培養(yǎng)條件下對(duì)培養(yǎng)液中氨氮的去除率達(dá)到96.33%，其他4個(gè)試驗(yàn)組的氨氮去除率隨培養(yǎng)溫度升高由82.14%升至92.16%，平均去除率達(dá)到89.55%，2種微藻的氨氮去除率均呈現(xiàn)隨溫度升高而增大的趨勢(shì)。由圖3c可知普通小球藻FACHB-1554各試驗(yàn)組中氨氮的去除效果均明顯優(yōu)于蛋白核小球藻FACHB-5，差異達(dá)到顯著水平（<0.05）。隨著溫度升高，蛋白核小球FACHB-5藻氮素增量與培養(yǎng)液中氨氮減少量比值從17.87%增加到59.33%，而普通小球藻FACHB-1554組則從60.21%增加到120.52%。在培養(yǎng)溫度為15.0 ℃時(shí)，2種小球藻對(duì)培養(yǎng)液中氨氮去除率為71.5%和82.14%，相對(duì)較低。結(jié)合圖1的微藻干質(zhì)量變化情況，在溫度較高條件下2種藻種均能大量利用培養(yǎng)液中的氨氮并顯著增加微藻生物量，導(dǎo)致培養(yǎng)液中的氨氮濃度處于較低水平，進(jìn)而使培養(yǎng)液中以揮發(fā)形式去除的氨氮量降低。

圖4為2種小球藻在不同培養(yǎng)溫度下培養(yǎng)液中總氮含量的變化情況。由圖4a和圖4b可以看出，2種小球藻在培養(yǎng)周期內(nèi)均可以較好地去除培養(yǎng)液中的總氮，且培養(yǎng)液中總氮的下降趨勢(shì)與氨氮基本相同，這是因?yàn)楫?dāng)氨氮和硝態(tài)氮在培養(yǎng)基中共存時(shí)，微藻更容易利用氨態(tài)氮，同時(shí)硝酸鹽還原所需的酶在氨態(tài)氮同化過(guò)程中失活[26]。當(dāng)培養(yǎng)溫度為25.0 ℃時(shí)，2種小球藻均能較好地在培養(yǎng)液中生長(zhǎng)，其對(duì)培養(yǎng)液中總氮含量的去除效率也最高，分別達(dá)到了95.18%（FACHB-1554）和83.66%（FACHB-5），而在培養(yǎng)溫度為15.0 ℃的試驗(yàn)組中，小球藻生長(zhǎng)則較為緩慢，對(duì)培養(yǎng)液中總氮利用效果不佳，去除效率分別為81.11%和69.33%。由圖4c可以看出普通小球藻FACHB-1554藻種在每個(gè)培養(yǎng)溫度條件下對(duì)培養(yǎng)液中總氮的去除均優(yōu)于對(duì)應(yīng)溫度條件下的蛋白核小球藻FACHB-5，差異達(dá)到顯著水平（<0.05）。2種小球藻對(duì)培養(yǎng)液中總氮的平均去除率分別達(dá)到87.90%（FACHB-1554）和78.02%（FACHB-5），所有試驗(yàn)組小球藻在培養(yǎng)周期末期均去除了培養(yǎng)液中超過(guò)69.33%的總氮。

2.4 總磷含量

磷在微藻的生長(zhǎng)和代謝中具有重要作用，是微藻細(xì)胞中核酸、脂質(zhì)和能量轉(zhuǎn)移分子（三磷酸腺苷和二磷酸腺苷）的主要組成成分[27]。磷在尿液中主要以磷酸鹽形式存在，以H2PO4-、HPO42-的形式被吸收，細(xì)胞內(nèi)的磷被用作合成有機(jī)或無(wú)機(jī)化合物。部分PO43-與培養(yǎng)基中Ca2+和Mg2+形成沉淀，但沉淀產(chǎn)生通常在pH值為9～11環(huán)境中，而本研究中的pH值均低于9，因此培養(yǎng)液中形成的沉淀含量極少[28]。圖5為不同溫度下2種小球藻培養(yǎng)液的總磷變化，由圖5a和圖5b可知，各試驗(yàn)組中總磷含量變化規(guī)律基本相同，即試驗(yàn)初期各試驗(yàn)組總磷含量下降速度較慢，在培養(yǎng)的中后期下降速度加快，結(jié)合圖1中的小球藻干質(zhì)量變化趨勢(shì)可知，微藻生長(zhǎng)速度較快的試驗(yàn)組對(duì)總磷的去除效果更好。培養(yǎng)周期末期，蛋白核小球藻FACHB-5各試驗(yàn)組總磷濃度從初始時(shí)的33.18～33.78 mg/L降低至4.78～10.02 mg/L，普通小球藻FACHB-1554各試驗(yàn)組的總磷濃度從初始時(shí)的32.19～34.44 mg/L降低至1.24～5.92 mg/L。2種小球藻對(duì)培養(yǎng)液中的總磷平均去除率分別達(dá)到79.31%（FACHB-5）和89.29%（FACHB-1554），各試驗(yàn)組的總磷去除率均高于70%。由圖5c可以看出相同培養(yǎng)溫度下普通小球藻FACHB-1554在各試驗(yàn)組培養(yǎng)液中的總磷去除速率顯著高于蛋白核小球藻FACHB-5，差異達(dá)到顯著水平（<0.05）。隨著溫度升高，蛋白核小球藻FACHB-5干質(zhì)量中最大磷增量從2.3 mg/L升至5.9 mg/L，與培養(yǎng)液中磷減少量比值從14.97%增加到21.11%，普通小球藻FACHB-1554試驗(yàn)組微藻干質(zhì)量中最大磷增量從6.2 mg/L增加至15.4 mg/L，與培養(yǎng)液中磷減少量比值從24.27%增加到51.89%。隨著培養(yǎng)溫度的升高，2種藻種均能提高對(duì)磷的吸收且干質(zhì)量顯著增加，而培養(yǎng)液中形成的沉淀含量極低，培養(yǎng)液中部分磷以微藻細(xì)胞表層吸附形式去除[29]。

a. FACHB-5b. FACHB-1554c. 總氮去除率c. Toal nitrogen removal rate

a. FACHB-5 b. FACHB-1554c. 總磷去除率c. Total phosphorus removal rate

2.5 COD含量

圖6為2種微藻在不同培養(yǎng)溫度下對(duì)培養(yǎng)液中COD含量的影響情況。由圖6a可知，蛋白核小球藻FACHB-5在不同溫度下培養(yǎng)液中COD的變化規(guī)律相同：隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，溶液中的COD先下降后上升。當(dāng)培養(yǎng)溫度為15.0和17.5 ℃時(shí)，蛋白核小球藻FACHB-5在培養(yǎng)液中的生長(zhǎng)情況均較差（圖1），對(duì)培養(yǎng)液中COD的去除率分別為4.31%和5.92%。隨著培養(yǎng)溫度的升高，培養(yǎng)溫度為20.0、22.5和25.0 ℃試驗(yàn)組的COD含量從試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)的2 096～2 136 mg/L下降到1 313～1 579 mg/L，到培養(yǎng)周期結(jié)束時(shí)，又上升到了1 657～1 885 mg/L，各組培養(yǎng)液COD的平均去除率達(dá)到20.11%。

普通小球藻FACHB-1554不同溫度下培養(yǎng)液的COD變化情況如圖6b所示，溶液的COD值隨著試驗(yàn)的進(jìn)行不斷降低。培養(yǎng)周期末期培養(yǎng)液中的COD值從初始時(shí)的2 017～2 066 mg/L降低至265～1 081 mg/L。當(dāng)培養(yǎng)溫度升高到25.0 ℃時(shí)，普通小球藻FACHB-1554對(duì)培養(yǎng)液的COD去除效果最好，去除率達(dá)到86.86%，而15.0 ℃的試驗(yàn)組微藻生長(zhǎng)較緩慢，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)去除了培養(yǎng)液中47.42%的COD，其余各試驗(yàn)組培養(yǎng)液的COD去除率在53.35%～85.24%之間，所有試驗(yàn)組培養(yǎng)液COD去除率達(dá)到了68.66%。蛋白核小球藻FACHB-5和普通小球藻FACHB-1554試驗(yàn)組的COD變化規(guī)律差別較大（圖6a、圖6b），結(jié)合圖1中微藻生長(zhǎng)規(guī)律可知，蛋白核小球藻FACHB-5試驗(yàn)組的COD呈現(xiàn)先下降后上升的規(guī)律是由于試驗(yàn)前期各試驗(yàn)組的微藻生物量均呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，微藻對(duì)培養(yǎng)液中氮磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的去除率也隨之增加，使溶液中的COD呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢(shì)。但隨著試驗(yàn)的進(jìn)行蛋白核小球藻FACHB-5的生物量達(dá)到峰值并逐漸死亡（圖1a），死亡的微藻殘?bào)w在培養(yǎng)液中逐漸降解，降解過(guò)程中釋放的可溶性物質(zhì)進(jìn)入到培養(yǎng)液中，進(jìn)而導(dǎo)致蛋白核小球藻FACHB-5試驗(yàn)組的培養(yǎng)液COD在試驗(yàn)后期又出現(xiàn)上升的現(xiàn)象[30]。普通小球藻FACHB-1554試驗(yàn)組的微藻生物量始終處于上升趨勢(shì)（圖1b），對(duì)培養(yǎng)液中的氮磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)始終處于降解利用趨勢(shì)，所以普通小球藻FACHB-1554試驗(yàn)組的COD含量始終處于逐漸下降的趨勢(shì)。小球藻FACHB-1554對(duì)培養(yǎng)液的COD去除效果明顯優(yōu)于蛋白核小球藻FACHB-5（<0.05）（圖6c）。

a. FACHB-5b. FACHB-1554c. COD去除率c. COD removal rate

2.6 蛋白質(zhì)含量

圖7為2種小球藻在不同培養(yǎng)溫度下藻體蛋白質(zhì)含量的變化情況。

由圖7a可知，蛋白核小球藻FACHB-5在培養(yǎng)溫度較高的22.5和25.0 ℃試驗(yàn)組中可以較好地生長(zhǎng)，各試驗(yàn)組的蛋白質(zhì)含量在培養(yǎng)周期末期從初始時(shí)的17.14～18.05 mg/L上升至103.66～300.95 mg/L。由圖7c可以看出培養(yǎng)溫度較高的22.5和25.0 ℃試驗(yàn)組中小球藻蛋白質(zhì)積累情況均明顯優(yōu)于培養(yǎng)溫度較低的15.0和17.5 ℃試驗(yàn)組，差異達(dá)到顯著水平（<0.01），試驗(yàn)后期蛋白質(zhì)含量呈降低趨勢(shì)是因?yàn)榈鞍缀诵∏蛟錐ACHB-5后期進(jìn)入衰亡階段，小球藻的分解所致。普通小球藻FACHB-1554各試驗(yàn)組的蛋白質(zhì)積累情況（圖7b）均優(yōu)于蛋白核小球藻FACHB-5（圖7a），試驗(yàn)結(jié)束時(shí)普通小球藻FACHB-1554各試驗(yàn)組的蛋白質(zhì)含量從初始時(shí)的15.58～16.21 mg/L上升至211.52～503.32 mg/L，在試驗(yàn)開(kāi)始后前4?d未表現(xiàn)出明顯差異，從第5天開(kāi)始，培養(yǎng)溫度較高的22.5和25.0 ℃試驗(yàn)組蛋白質(zhì)積累含量明顯高于培養(yǎng)溫度較低的15.0和17.5 ℃試驗(yàn)組。2種小球藻均在培養(yǎng)溫度較高的培養(yǎng)液中長(zhǎng)勢(shì)較好。由圖7c可以看出蛋白核小球藻FACHB-5在溫度為22.5和25.0 ℃的培養(yǎng)條件下，蛋白質(zhì)積累量顯著高于培養(yǎng)溫度為15.0 ℃試驗(yàn)組（<0.01）；普通小球藻FACHB-1554在不同培養(yǎng)溫度下蛋白質(zhì)累計(jì)速率不同，培養(yǎng)溫度對(duì)普通小球藻FACHB-1554生長(zhǎng)影響顯著（<0.05）。結(jié)合微藻干質(zhì)量曲線(xiàn)，雖然蛋白核小球藻單體的蛋白質(zhì)含量高于普通小球藻，但由于普通小球藻FACHB-1554的生物量明顯高于蛋白核小球藻FACHB-5，普通小球藻FACHB-1554各試驗(yàn)組的蛋白含量仍然高于蛋白核小球藻FACHB-5各對(duì)應(yīng)試驗(yàn)組。本試驗(yàn)結(jié)果優(yōu)于常園園[10]在不同比例稀釋尿液中得到的微藻蛋白質(zhì)含量。

a. FACHB-5b. FACHB-1554c. 蛋白質(zhì)最大含量c. Maximum protein content

3 結(jié) 論

1）2種小球藻均能適應(yīng)低溫和高尿液添加比的培養(yǎng)環(huán)境，但普通小球藻的適應(yīng)能力明顯優(yōu)于蛋白核小球藻，同樣條件下微藻的生物量更大，培養(yǎng)液中養(yǎng)分的降解率更高。蛋白核小球藻對(duì)各試驗(yàn)組培養(yǎng)液中總氮、氨氮、總磷和化學(xué)需氧量的平均去除率分別達(dá)到78.02%、79.59%、79.31%、20.11%，最大生物量達(dá)到0.502 g/L；普通小球藻對(duì)培養(yǎng)液中總氮、氨氮、總磷和化學(xué)需氧量的去除效果更好，平均去除率分別達(dá)到87.90%、89.55%、89.29%、68.66%，最大生物量達(dá)到1.007 g/L。

2）2種小球藻均可在較低溫度條件下生長(zhǎng)，并且對(duì)低溫的響應(yīng)均呈現(xiàn)隨溫度的升高生物量和培養(yǎng)液中相關(guān)指標(biāo)的去除率也隨之增大的趨勢(shì)，但不同溫度區(qū)段的變化率存在較大差異，溫度為20.0 ℃及以上時(shí)變化較小，溫度低于20.0 ℃時(shí)變化較大。并且在微藻培養(yǎng)各指標(biāo)中，微藻的生物量和蛋白含量，以及培養(yǎng)液中的化學(xué)需氧量含量變化較大，而培養(yǎng)液中的總氮、氨氮、總磷的變化規(guī)律差別較小。研究為寒區(qū)微藻的低耗高效培養(yǎng)奠定理論基礎(chǔ)。

[1] Le C, Zha Y, Li Y, et al. Eutrophication of lake waters in China: Cost, causes, and control[J]. Environmental Management, 2010, 45(4): 662-668.

[2] 胡洪營(yíng)，李鑫，楊佳. 基于微藻細(xì)胞培養(yǎng)的水質(zhì)深度凈化與高價(jià)值生物質(zhì)生產(chǎn)耦合技術(shù)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2009，18(3)：1122-1127.

Hu Hongying, Li Xin, Yang Jia. Coupling of waster deep purification and high quality biomass production based on microalgae cultivation[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2009, 18(3): 1122-1127. (in Chinese with English abstract)

[3] Alemayehu Y A, Asfaw S L, Terfie T A. Nutrient recovery options from human urine: A choice for large scale application[J]. Sustainable Production and Consumption, 2020, 24: 219-231.

[4] Piltz B, Melkonian M. Immobilized microalgae for nutrient recovery from source-separated human urine[J]. Journal of Applied Phycology, 2018, 30(1): 421-429.

[5] 果志偉. 尿液中氮磷去除的試驗(yàn)研究[D]. 北京：北京交通大學(xué)，2016.

Guo Zhiwei. Experiment on Removing Nitrogen and Phosphorus of Urine[D]. Beijing: Beijing Jiaotong University, 2016. (in Chinese with English abstract)

[6] Ansari F A, Nasr M, Rawat I, et al. Artificial neural network and techno-economic estimation with algae-based tertiary wastewater treatment[J]. Journal of Water Process Engineering, 2021, 40: 101761.

[7] He P J, Mao B, Shen C M, et al. Cultivation of, on wastewater containing high levels of ammonia for biodiesel production[J]. Bioresource Technology, 2013, 129(2): 177-181.

[8] Tuantet K, Temmink H, Zeeman G, et al. Optimization of algae production on urine[J]. Algal Research, 2019, 44: 101667.

[9] Chang Y, Wu Z, Bian L, et al. Cultivation of spirulina platensis for biomass production and nutrient removal from synthetic human urine[J]. Applied Energy, 2013, 102: 427-431.

[10] 常園園. 尿液和城市廢水應(yīng)用于微藻的培養(yǎng)[D]. 杭州：浙江大學(xué)，2013.

Chang Yuanyuan. Application of Urine and Municipal Wastewater in Microalgae Cultivation[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2013. (in Chinese with English abstract)

[11] 谷勇. 不同溫度條件對(duì)能源微藻生長(zhǎng)發(fā)育的影響[J]. 農(nóng)業(yè)技術(shù)與裝備，2016(10)：4-8.

Gu Yong. Impact of different temperature conditions on the energy micro algae growth[J]. Agricultural Technology and Equipment, 2016(10): 4-8. (in Chinese with English abstract)

[12] Fallowfield H J, Garrett M K. The photosynthetic treatment of pig slurry in temperate climatic conditions: A pilot-plant study[J]. Agricultural Wastes, 1985, 12(2): 111-136.

[13] Wang Z, Wang Z, Wang G, et al. Microalgae cultivation using unsterilized cattle farm wastewater filtered through corn stover[J]. Bioresource Technology, 2022, 352: 127081.

[14] Chiu S Y, Kao C Y, Chen T Y, et al. Cultivation of microalgal chlorella for biomass and lipid production using wastewater as nutrient resource[J]. Bioresource Technology, 2015, 184: 179-189.

[15] 朱琳. 不同溫度和光照強(qiáng)度下的微藻-菌顆粒污泥系統(tǒng)處理性能及影響機(jī)理[D]. 武漢：武漢科技大學(xué)，2021.

Lin Zhu. The Effects of Temperature and Light Intensity on the Performances of Microalgal-bacterial Granular Sludge for Municipal Wastewater Treatment and Its Mechanisms[D]. Wuhan: Wuhan University of Science and Technology，2021. (in Chinese with English abstract)

[16] Chen F, Zhang Y, Guo S. Growth and phycocyanin formation of spirulina platensis in photoheterotrophic culture[J]. Biotechnology Letters, 1996, 18(5): 603-608.

[17] 王琴敏. 連續(xù)流動(dòng)分析法同時(shí)測(cè)定水中總磷總氮[J]. 當(dāng)代化工研究，2021(15)：119-121.

Wang Qinmin. Simultaneous determination of total phosphorus and total nitrogen in wastewater by continuous flow analysis[J]. Modern Chemical Research, 2021(15): 119-121. (in Chinese with English abstract)

[18] 呂艷，叢瑞. SKALAR連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定氨氮和總磷故障分析及維護(hù)保養(yǎng)[J]. 河北水利，2021(11)：47-48.

Lv Yan, Cong Rui. Failure analysis and maintenance of SKALAR continuous flow analyzer for determination of ammonia nitrogen and total phosphorus[J]. Hebei Water Resources, 2021(11): 47-48. (in Chinese with English abstract)

[19] 水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法編委會(huì)國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局. 水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法(第四版)[M]. 北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002.

[20] 柏衛(wèi)欣. 化學(xué)需氧量測(cè)定方法對(duì)比分析[J]. 環(huán)境與發(fā)展，2020，32(6)：120-121，124.

Bo Weixin. Comparative analysis of chemical oxygen demand determination methods[J]. Environment and Development, 2020, 32(6): 120-121, 124. (in Chinese with English abstract)

[21] Dodd M C, Zuleeg S, Von Gunten U, et al. Ozonation of source–separated urine for resource recovery and waste minimization: Process modeling, reaction chemistry, and operational considerations[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(24): 9329-9337.

[22] 姜人源，朱順妮，王忠銘，等. 不同pH條件下小球藻氨氮處理及生物質(zhì)生產(chǎn)能力[J]. 環(huán)境工程，2021，39(9)：42-47.

Jiang Renyuan, Zhu Shunni, Wang Zhongming, et al. Research on chlorella’s ammonia nitrogen treatment ability and biomass production under different pH conditions[J]. Environmental Engineering, 2021, 39(9): 42-47. (in Chinese with English abstract)

[23] 田時(shí)雨，蒯興宇，黃濤，等. 尿液收集儲(chǔ)存過(guò)程中的性質(zhì)變化及其資源化利用[J]. 環(huán)境工程，2021，39(2)：66-72.

Tian Shiyu, Kuai Xingyu, Huang Tao, et al. Changes in the properties of urine during collection and storage and its resource utilization[J]. Environmental Engineering, 2021, 39(2): 66-72. (in Chinese with English abstract)

[24] Prajapati S K, Choudhary P, Malik A, et al. Algae mediated treatment and bioenergy generation process for handling liquid and solid waste from dairy cattle farm[J]. Bioresource Technology, 2014, 167: 260-268.

[25] 張萍，方淳，朱思涵，等. 生活污水處理中微藻的優(yōu)選及氮、磷轉(zhuǎn)化研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2021，30(8)：1706-1715.

Zhang Ping, Fang Chun, Zhu Sihan, et al. Optimization of microalgae species and nitrogen and phosphorus conversion for domestic sewage treatment[J]. Ecology and Environment Sciences, 2021, 30(8): 1706-1715. (in Chinese with English abstract)

[26] Ran C, Zhou X, Yao C, et al. Swine digestate treatment by prior nitrogen-starved Chlorella vulgaris: The effect of over-compensation strategy on microalgal biomass production and nutrient removal[J]. Science of The Total Environment, 2021, 768: 144462.

[27] 李傾城. 磷酸鹽對(duì)微藻生長(zhǎng)的影響機(jī)制及其誘導(dǎo)下的胞間作用[D]. 長(zhǎng)春：東北師范大學(xué)，2019.

Li Qingcheng. Intercellular Effects Induced by Phosphates[D]. Changchun: Northeast Normal University, 2019. (in Chinese with English abstract)

[28] 黃靜依，張皓馳，李先寧. 水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水處理的菌藻共生系統(tǒng)中藻種優(yōu)選及氮、磷轉(zhuǎn)化特性[J]. 凈水技術(shù)，2020，39(9)：57-66，84.

Huang Jingyi, Zhang Haochi, Li Xianning. Otimization of microalgae species and characteristics of nitrogen and phosphorus conversion in algae-bacteria symbiotic system for aquaculture wastewater treatment[J]. Water Purification Technology, 2020, 39(9): 57-66, 84. (in Chinese with English abstract)

[29] Yao B, Xi B, Hu C, et al. A model and experimental study of phosphate uptake kinetics in algae: Considering surface adsorption and P-stress[J]. Journal of Environmental Sciences, 2011, 23(2): 189-198.

[30] 孫小靜，秦伯強(qiáng)，朱廣偉. 藍(lán)藻死亡分解過(guò)程中膠體態(tài)磷、氮、有機(jī)碳的釋放[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2007(3)：341-345.

Sun Xiaojing, Qin Boqiang, Zhu Guangwei. Release of colloidal phosphorus, nitrogen and organic carbon in the case of dying and decomposing of cyanobacteria[J]. China Environmental Science, 2007(3): 341-345. (in Chinese with English abstract)

Effects of low temperature oncultivation in high-concentration human urine wastewater

Wang Zhongjiang1,2,3, Zheng Yu1, Wang Ziyue1, Zhou Zheng1, Hao Shimin1, Xue Ning1

(1.,,150030,;2.,150030,; 3.,,150030,)

Microalgae (microscopic algae) have been the most promising renewable energy sources in freshwater and marine systems, due to the short growth cycles, high photosynthetic efficiency, environmental adaptability, and cellular lipid content. The cultivation cost of commercial microalgae is ever increasing in recent years. Particularly, chemical reagents are generally added to supply the nutrient sources for microalgae growth. Fortunately, human urine wastewater can be expected for microalgae cultivation, due to the abundant nitrogen, phosphorus, and trace elements for microalgae growth. Microalgae biomass can also be obtained to reduce the microalgae cultivation cost after purification, in order to realize the resource-based and high-value utilization of human urine wastewater. In the case of the microalgae growth temperature above 25.0 ℃, it is very important to explore the microalgae suitable for the low-temperature culture, in order to reduce the heating energy consumption of microalgae culture in winter in the north of China. In addition, human urine is also currently sterilized for microalgae cultivation, due to the high dilution times. More wastewater can be produced from a small amount of original human urine, leading to the high pretreatment cost of microalgae cultivation. In this study, a systematic investigation was carried out to clarify the effects of different temperatures (15.0, 17.5, 20.0, 22.5, and 25.0 ℃) on microalgae cultivation using human urine diluted by low times. Theandwere selected as the microalgae species. An artificial climate incubator was used under the human urine addition ratio of 40% and light intensity of 4000 lx for 14 days. The results showed that the two types ofgrew better in the high concentration of human urine wastewater. The average removal ratios of the total nitrogen, ammonium nitrogen, total phosphorus, and chemical oxygen demand in the culture solution ofreached 78.02%, 79.59%, 79.31%, and 20.11%, respectively, where the maximum biomass dry weight reached 0.502 g/L. Comparatively, the average removal ratios of the total nitrogen, ammonium nitrogen, total phosphorus, and chemical oxygen demand in the culture solution of. reached 87.90%, 89.55%, 89.29%, and 68.66%, respectively, where the maximum biomass dry weight reached 1.007g/L. There was an increase in biomass production and the total nitrogen, ammonium nitrogen, total phosphorus, and chemical oxygen demand removals ofand., as the increase of temperature (<0.05). The increasing rates were smaller under the temperature of higher than 20.0 ℃ than those lower than 20.0 ℃. Meanwhile, there was a strong influence of low temperature on the microalgae biomass,protein, and chemical oxygen demand removal ratio than that on the contents of total nitrogen, ammonium nitrogen, and total phosphorus. Better adaptability ofwas also achieved in the human urine at low temperature than that of, indicating more suitable for cultivation in the north of China. This finding can lay a theoretical foundation for the low-consumption and high-efficiency culture of microalgae in cold regions.

temperature; test; human urine wastewater; high concentration;; low temperature

10.11975/j.issn.1002-6819.2022.20.022

Q938

A

1002-6819(2022)-20-0191-08

王忠江，鄭宇，王子越，等. 低溫對(duì)高濃度人尿液廢水培養(yǎng)小球藻的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2022，38(20)：191-198.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2022.20.022 http://www.tcsae.org

Wang Zhongjiang, Zheng Yu, Wang Ziyue, et al. Effects of low temperature oncultivation in high-concentration human urine wastewater[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2022, 38(20): 191-198. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2022.20.022 http://www.tcsae.org

2022-07-03

2022-09-30

國(guó)家自然科學(xué)基金區(qū)域創(chuàng)新發(fā)展聯(lián)合基金項(xiàng)目（U21A20162）；黑龍江省重點(diǎn)研發(fā)項(xiàng)目（GA21C024）

王忠江，教授，博士，主要研究方向?yàn)檗r(nóng)業(yè)生物環(huán)境與能源工程。Email：neauwzj@126.com