四羟甲基硫酸鏻去除铜绿微囊藻效果及其机制研究

合集下载

四羟甲基硫酸磷底改原理

四羟甲基硫酸磷底改原理
四羟甲基硫酸磷底改原理是一种常用的化学反应原理，用于改性底物表面性质。

该原理的主要作用是通过将四羟甲基硫酸磷底（THPS）溶液添加到底物表面，使
其发生改变，以达到特定的处理效果。

四羟甲基硫酸磷底是一种能够与底物表面产生化学反应的化合物。

它的主要成
分是四羟甲基硫酸磷，具有较强的抑菌和防腐性能。

在应用中，通过将THPS溶液喷洒或浸泡到待处理的底物表面，THPS中的活性物质将与底物表面发生反应，从
而改变其性质。

四羟甲基硫酸磷底的改性原理主要包括以下几个方面：
1. 抑菌效果：THPS中的活性物质具有抑制微生物生长的作用，可以有效消灭
表面附着的细菌、真菌和藻类等微生物，从而减少底物表面的生物污染。

2. 防腐效果：四羟甲基硫酸磷底改性后的底物表面能够形成一层保护膜，此膜
能够阻隔外界的湿气和氧气，防止底物表面发生氧化和腐蚀，从而延长底物的使用寿命。

3. 界面活性效果：四羟甲基硫酸磷底改性后的底物表面能够提高其润湿性和分
散性，使其与其他物质更容易混合和接触，增强底物的可润湿性和粘附性。

四羟甲基硫酸磷底改原理的应用广泛，包括木材防腐、纸张防菌、水处理、涂
料和胶粘剂等行业。

通过对底物表面进行改性，可以提高产品的品质，延长使用寿命，同时降低生产成本和环境污染。

总之，四羟甲基硫酸磷底改原理是一种常用的化学反应原理，通过与底物表面
发生化学反应来改变其性质。

应用该原理可以实现抑菌、防腐和界面活性效果，为不同行业的产品提供更好的性能和质量保证。

四羟甲基硫酸磷在水产养殖中的应用及使用方法

四羟甲基硫酸磷在水产养殖中的应用及使用方法四羟甲基硫酸磷是一种水质处理剂，其主要方向应用于水体生物杀灭剂；我们在水产养殖上面经常可以看到某些药品的成分为四羟甲基硫酸磷，被用来作为底质改良，其不并不是单纯的四羟甲基硫酸磷，而是复合了其他的成分和载体，其底质改良作用比较微弱，而且不具备底质氧化作用，我们改良底质首先就是要氧化底质，提高水体底质电位，还原水质，提高底质的氧化能力，降低底部有机质对于水体的侵害，降低水体cod指标，而且该产品在夏季高温进行应用时，会产生微量的磷元素，对于水体藻相具有富营养化的催化作用；所以，我们在水产应用上面，一般现在采用的过硫酸氢钾颗粒比较多，该产品属于第五代的底质改良产品，无刺激，无残留，在水质净化方面具有非常好的作用，尤其对于亚盐和氨氮具有较好的转化作用；但是长期使用化学性质的底质改良剂会造成底质的板结，水质偏瘦，对于养殖对象具有逆向作用，可以作为间隔性或者阶段性使用；从长远角度来看，还是采用微生态制剂肥水，现代微生态制剂的使用以光合细菌为主导（可在某宝上看下牧海人光合细菌，繁育效果比较理想，有效降低养殖成本），em和枯草芽孢在养殖的中后期进行交叉填补使用，通过肥水的手段，达到菌藻平衡的状态以及其相互抑制，相互促进，形成生态化的水质状态，减少人工干预，实现水体底质自我生态循环的措施，对于水质和底质都有着非常好的模拟大自然生态的状态，对于养殖对象也具有较高的间接促长作用。

希望可以帮到你。

四羟甲基硫酸膦：阳离子表面活性剂，结构类似新洁尔灭（季胺盐）。

处理水原理为吸附水中的颗粒使之沉淀，水中泥土颗粒或杂质溶胶一般带负电荷，用阳离子表面活性剂可有效沉淀它们达到净化水质的作用。

“使用”当然是指四羟甲基硫酸膦加入水中净化水质之后啦。

四羟甲基硫酸膦还原性很强，接触水后或见光均能加刷空气对它的氧化。

易与氧化剂作用生成磷酸酯，酸类可使它的结构发生改变失去正电荷从而失效。

湖泊中铜绿微囊藻与其附生细菌之间磷循环研究的开题报告

湖泊中铜绿微囊藻与其附生细菌之间磷循环研究的开题报告一、研究背景铜绿微囊藻是淡水蓝藻中的一种常见藻类，生长在湖泊、水库等自然水体中，其过多生长会造成水体富营养化、水质恶化等问题。

磷是微生物生长的重要营养物质，同时也是水体富营养化的主要外源性营养物质之一。

近年来，研究表明微囊藻的生长具有显著的生物附着作用，微囊藻表面存在大量的附生细菌，这些细菌与微囊藻的生长互为影响。

因此，探究微囊藻及其附生细菌的磷循环机制对湖泊水质改善及生态环境保护有着重要意义。

二、研究目的本研究旨在探究湖泊中铜绿微囊藻及其附生细菌之间的磷循环机制，较全面地了解微囊藻及其附生细菌对外源性磷的吸收利用情况、内循环过程、磷形态 (如有机磷、无机磷等) 对微囊藻与附生细菌的生长影响、微囊藻及其附生细菌对磷的竞争以及微囊藻及其附生细菌对磷的再利用等问题，为富营养化水体生态安全提供一定的理论支持。

三、研究内容1. 采集不同富营养化湖泊的水样，采用流式细胞术 (FACS) 技术确定其中微囊藻的分布情况，并分别分离其附生细菌；2. 分别对微囊藻与其附生细菌研究其对外源性磷的吸收利用情况、内循环过程及磷形态对生长的影响，如有组织磷、有机磷和无机磷等；3. 通过生物量、磷酸酶酶活等指标分析微囊藻及其附生细菌对磷的竞争关系；4. 通过同位素示踪技术研究微囊藻及其附生细菌对磷的再利用情况。

四、研究意义本研究对于研究湖泊富营养化及其生态环境治理具有重要意义。

首先，深入探究微囊藻及其附生细菌之间的磷循环机制有利于建立完善的湖泊营养循环模型，为水体营养级别调控等措施提供理论支持；其次，研究铜绿微囊藻与其附生细菌间的相互作用机制，可以为探究湖泊富营养化机理提供参考；最后，发掘铜绿微囊藻中附生细菌的代谢特性等信息对于生物技术开发亦将有重要意义。

马拉硫磷影响下铜绿微囊藻的生长及磷利用过程研究的开题报告

马拉硫磷影响下铜绿微囊藻的生长及磷利用过程研
究的开题报告
题目：马拉硫磷影响下铜绿微囊藻的生长及磷利用过程研究
摘要：铜绿微囊藻是一种优势赤潮藻类，对水体生态系统和人类健
康造成了严重威胁。

传统的控制方法主要是通过添加杀藻剂来降低其密度，但已经被证明具有不可逆的副作用。

因此，寻找新的控制铜绿微囊
藻的方法至关重要。

本研究将针对马拉硫磷对铜绿微囊藻的影响进行研究，探究其对铜绿微囊藻生长和磷利用过程的影响及机制。

研究内容：
1. 实验设计：通过不同浓度的马拉硫磷处理铜绿微囊藻，测定不同
处理下的生长速率、色素含量、叶绿素荧光和细胞呼吸等生理生态指标。

2. 磷利用过程中的马拉硫磷作用机制研究：进一步探究马拉硫磷影
响铜绿微囊藻磷利用的具体机制，包括磷酸酯酶活性测定、磷素转移酶
测定和磷的吸收利用等方面的研究。

3. 生态毒理效应评价：利用不同藻类生物毒性评价方法对马拉硫磷
对不同水生生物的毒性效应进行评估。

研究意义：本研究将为寻找新的铜绿微囊藻控制方法提供新思路，
探索了马拉硫磷对铜绿微囊藻的生长和磷利用的影响及机制，提高了对
马拉硫磷的认识，同时对于水生生物毒性评价也有一定的指导意义。

水处理剂四羟甲基硫酸磷的合成及波谱分析

吸收带归属于Ｓ —Ｏ伸缩振动。见图一。
于水处理系统，国内也有相关报道［］而
１实验部分
应一定时间。反应结束后，反应混合物用旋转蒸发将器蒸发浓缩，压过滤除去析出的盐。余液中加入一减定量的蒸馏水，无水碳酸钠固体调节ｐ值至中性，加Ｈ再用旋转蒸发器蒸发浓缩，压过滤除去析出的盐，减进
维普资讯
２００７年３月
水处理剂四羟甲基硫酸磷的合成及波谱分析
９１
水处理剂四羟甲基硫Hale Waihona Puke 酸磷的合成及波谱分析
秦海涛付长青２李龙２
（．阳钢铁股份有限公司物质供应公司河南安阳４５０１安５０４２江西科技师范学院有机功能分子研究所江西南昌３０１）．３０３
Ｐ（，］ｓ）本文详细论述了ＴＰ４ＨＳ的合成方法，并用红外、核磁共振等表征方法对其结构进行
了表征。
关键词：生剂杀
ＴＰＨＳ
水处理
环保
四羟甲基硫酸磷（ＨＳ最早是作为处理工作服等ＴＰ）
１３ＴＰ合成方法．ＨＳ的在装有回流冷凝装置、度计和恒压漏斗的１０Ｌ温０ｍ三口烧瓶中加入一定量的黄磷、粉和甲醛，氮气保锌在

中草药对铜绿微囊藻的抑制作用及机理研究的开题报告

中草药对铜绿微囊藻的抑制作用及机理研究的开题报告1. 研究背景与意义随着环境污染和人类活动的增加，蓝藻水华现象越来越普遍。

其中，铜绿微囊藻是一种具有较强毒性的蓝藻，会对水源造成严重污染，对人类和动物的健康产生危害。

因此，寻找一种有效的铜绿微囊藻防治方法具有重要的现实意义。

中草药因其天然、无污染、有效成分含量高等特点，被广泛应用于环境治理和动植物防治领域。

近年来，关于中草药对蓝藻的抑制效果及机理的研究也逐渐增多。

但至今尚未有针对铜绿微囊藻的相关研究，因此，本研究着重探究中草药对铜绿微囊藻生长的影响及其机理，填补相关研究的空白。

2. 研究内容与方法本研究将筛选出具有一定抑制作用的中草药，并通过室内实验探究其对铜绿微囊藻的抑制效果。

同时，对中草药的有效成分进行提取，并以此为基础，对其对铜绿微囊藻的抑制机理进行探究。

研究方法包括：（1）中草药筛选和提取通过文献研究和实验筛选出具有一定抑制作用的中草药，并使用不同方法进行有效成分提取。

（2）实验室培养铜绿微囊藻使用光合生物反应器进行铜绿微囊藻的培养，控制温度、光照、营养盐等培养条件。

（3）中草药对铜绿微囊藻的抑制效果实验将不同浓度的中草药提取液加入铜绿微囊藻培养液中，观察其对铜绿微囊藻生长的抑制效果，并测定相关参数。

（4）有效成分对铜绿微囊藻的抑制机理研究对中草药提取液中的有效成分进行分离、鉴定和纯化，并通过荧光显微镜、扫描电镜等手段探究其对铜绿微囊藻的抑制机理。

3. 预期成果通过本研究，预期得到以下成果：（1）筛选出具有一定抑制作用的中草药。

（2）探究中草药对铜绿微囊藻生长的影响及其机理。

（3）研究成果可为研究中草药在铜绿微囊藻防治中的应用提供参考。

4. 研究意义本研究对于解决蓝藻水华问题具有重要的现实意义，有助于寻找一种更加天然无污染的环境治理方法。

同时，本研究还可为其他相关领域的研究提供参考和借鉴。

铜绿微囊藻杀藻剂的现状综述:性能及机理

铜绿微囊藻杀藻剂的现状综述：性能及机理
金吉媛;黄馨雯;曹杰;吴兵党
【期刊名称】《工业水处理》
【年(卷),期】2024(44)2
【摘要】富营养化导致的蓝藻水华暴发不仅破坏生态环境,而且影响人类正常生活,因而近年来受到了广泛关注。

有效控制蓝藻水华的生长是当前亟待解决的重要问题之一,投加杀藻剂是及时控制蓝藻水华的有效方法,目前已有较多研究关注杀藻剂的
发展,但鲜有研究从实际应用的角度出发全面总结常见杀藻剂的研究现状。

针对铜
绿微囊藻这一典型蓝藻,重点介绍了近年来备受关注的几种杀藻剂,主要从杀藻效果、作用机理、对微囊藻毒素的影响以及实际应用潜力等方面进行了综述,以期为实际
水体中控制蓝藻水华的杀藻剂选择提供指导。

此外,指出了应关注化感物质超过环
境本底水平时的风险和非化感物质长期作用的风险,并综合考虑使用效果和安全性,
提出了生态友好的杀藻剂应具备的特点以及采用缓释和联用等策略改善现有杀藻剂缺陷的思路。

【总页数】6页(P11-16)
【作者】金吉媛;黄馨雯;曹杰;吴兵党
【作者单位】中国电建集团成都勘测设计研究院有限公司;苏州科技大学环境科学
与工程学院;苏州市海绵城市技术重点研究实验室
【正文语种】中文
【中图分类】X703.1;X172
【相关文献】
1.一株溶藻细菌对铜绿微囊藻的溶藻机理初探
2.一株铜绿微囊藻溶藻菌的溶藻机理研究
3.杀藻剂对不同表型铜绿微囊藻的作用
4.一株铜绿微囊藻溶藻菌的溶藻机理研究
5.不同絮凝剂对铜绿微囊藻去除性能及机理试验
因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

电活化过硫酸盐去除铜绿微囊藻的效果及机理研究

第 35 卷　第 1 期环　境　科　学　研　究Vol.35，No.1 2022 年 1 月Research of Environmental Sciences Jan.，2022电活化过硫酸盐去除铜绿微囊藻的效果及机理研究郑婷婷1,2,3，牟　霄4，张崇淼1,2,3*，曹梦璇1,2,31. 西安建筑科技大学环境与市政工程学院, 陕西西安　7100552. 西安建筑科技大学, 陕西省环境工程重点实验室, 陕西西安　7100553. 西安建筑科技大学, 西北水资源与环境生态教育部重点实验室, 陕西西安　7100554. 陕西省食品药品检验研究院, 陕西西安　710065摘要：为了开发微藻及藻类有机物的高效去除技术，采用电活化过硫酸盐(EC/PS)体系处理含铜绿微囊藻的水样. 通过藻细胞密度和叶绿素a含量测定以及扫描电镜观察，研究了EC/PS体系的除藻特性及影响因素；采用荧光区域积分法定量分析了除藻过程中胞内有机物(IOM)和胞外有机物(EOM)的变化特征；利用电子顺磁共振波谱仪测定了EC/PS体系中的自由基类别，并分析了EC/PS体系的除藻机理. 结果表明：①在初始藻细胞密度为1.24×107~1.30×107 cells/mL，电压为7 V，初始pH为6，初始PS浓度为4 mmol/L的条件下，当EC/PS体系处理60 min时，藻细胞和叶绿素a的去除率分别达90.80%和98.41%，明显优于单独EC 体系和单独PS体系；当EC/PS体系处理10 min时，IOM的总荧光响应值降低了77.39%. 在处理过程中，以腐殖酸类物质为主的胞内有机物会大量释放. ②EC/PS体系中电化学作用对除藻的平均贡献率为54.63%；同时，除藻过程可产生大量的SO4−·和·OH，且其随处理时间的增加而增加. 研究显示，EC/PS体系能有效去除铜绿微囊藻及藻类有机物，反应体系中的SO4−·和·OH发挥了重要作用.关键词：电活化过硫酸盐(EC/PS)；铜绿微囊藻；胞内有机物；胞外有机物；自由基中图分类号：X524文章编号：1001-6929（2022）01-0098-10文献标志码：A DOI：10.13198/j.issn.1001-6929.2021.07.05Removal Performance and Mechanisms of Microcystis aeruginosa by Electro-Activated PersulfateZHENG Tingting1,2,3，MOU Xiao4，ZHANG Chongmiao1,2,3*，CAO Mengxuan1,2,31. School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China2. Shaanxi Key Laboratory of Environmental Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China3. Key Laboratory of Northwest Water Resource, Environment and Ecology, Ministry of Education, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China4. Shaanxi Institute for Food and Drug Control, Xi'an 710065, ChinaAbstract：In order to develop a technology for efficient removal of microalgae and algal organic matter, an electro-activated persulfate (EC/PS) system was used to treat water samples containing Microcystis aeruginosa. The characteristics and influencing factors of the EC/PS system for Microcystis aeruginosa removal were studied through determination of cell density and chlorophyll-a and scanning electron microscopy. Fluorescence regional integration method was used to quantitatively analyze the fluorescence intensity of each region, and the changes of intracellular organic matter (IOM) and extracellular organic matter (EOM) associated with Microcystis aeruginosa during the EC/PS treatment were studied. The free radicals in EC/PS system were determined by electron paramagnetic resonance and the mechanism of algae removal was analyzed. The results showed that: (1) After 60 min of EC/PS treatment, the removal rates of algal cells and chlorophyll-a reached 90.80% and 98.41%, respectively, under the conditions of initial algal density of 1.24×107-收稿日期：2021-05-06 修订日期：2021-07-14作者简介：郑婷婷(1995-)，女，河南开封人，2472847303@.*责任作者，张崇淼(1978-)，男，河南郑州人，教授，博士，博导，主要从事水环境微生物风险评价与控制、污水处理与资源化研究，cmzhang@基金项目：陕西省重点研发计划项目(No.2020ZDLNY06-07)Supported by Key Research and Development Program of Shaanxi, China (No.2020ZDLNY06-07)1.30×107 cells/mL, the voltage of 7 V, the initial pH of 6, and the PS concentration of 4 mmol/L. It was better than a separate EC systemand a separate PS system; The total fluorescence response value of IOM decreased by 77.39% after 10 min of EC/PS treatment, and a large number of intracellular organic matters dominated by humic acids were released during treatment processing. (2) In EC/PS system, the average contribution rate of electrochemical action to algae removal was 54.63%; At the same time, a large amount of SO4−· and ·OH were produced during the algae removal process, which increased with the increase of treatment time. This study showed that algae and theirorganic matters could be effectively removed by EC/PS system, in which SO4−· and ·OH played an important role.Keywords：electro-activated persulfate (EC/PS)；Microcystis aeruginosa；intracellular organic matter；extracellular organic matter；free radical近年来，由于全球气候变暖和水体营养负荷的增加，导致世界范围内频繁出现水体富营养化现象，进而诱发不同程度的藻类暴发[1-2].铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)是蓝藻水华中最常见的优势藻种，在其生长繁殖过程中会产生大量的藻类有机物，包括胞内有机物(intracellular organic matter, IOM)和胞外有机物(extracellular organic matter, EOM)[3]. 藻细胞及其藻类有机物对人体健康有较大威胁[4]，但传统的水处理工艺对藻细胞及其藻类有机物的去除效果并不理想[5].基于过硫酸盐(persulfate, PS)的高级氧化技术在难降解有机污染物的去除方面已经得到广泛的应用[6]. PS本身性质稳定，但通过热[7]、紫外线[8]、碱[9]、超声[10]、电化学(electrochemical, EC)[11]、金属及金属氧化物[12]等方式活化后，能在水溶液中产生具有强氧化能力的硫酸根自由基(SO4−·)和羟基自由基(·OH)，从而高效去除污染物. 目前，常用的PS活化方式是紫外线辐照，然而，紫外线的辐照强度会受到水中颗粒物的阻挡[13]、腐殖酸等[14]物质的吸收而大幅衰减，故在PS活化的应用中存在明显的缺陷. EC作为一种高效、清洁的高级氧化技术，在活化PS方面有显著优势[15]. 有研究表明，EC/PS体系对60 mg/L TOC的去除率较单独EC体系高34%[16]. 此外，EC 和PS氧化在去除2-甲氧基苯酚[17]、阿特拉津[18]、二硝基甲苯[19]等污染物上还具有协同效应. 目前，有关EC/PS体系氧化除藻的研究还很不充分，以往研究证实了紫外活化PS去除铜绿微囊藻的可行性[20]，但对除藻过程中藻类有机物的变化缺乏深入分析[21].鉴于此，该研究采用EC/PS体系去除水中的铜绿微囊藻，探究EC/PS体系除藻的效能及影响因素.在三维荧光光谱(three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy, EEM)测定的基础上，使用荧光区域积分(fluorescence regional integration, FRI)法对EC/PS体系除藻过程中IOM和EOM进行定量分析，并借助电子顺磁共振波谱仪(electron paramagnetic resonance, EPR)对EC/PS体系除藻机制进行探索，以期为EC/PS体系应用于去除微藻和藻类有机物提供科学依据.1 材料与方法1.1试验材料试验藻种为铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa, FACHB-905)，购自中国科学院水生生物研究所. 使用BG11培养基培养，放置在(25±1)℃光照培养箱中，设置光暗比为14 h∶10 h，光照强度为1 000~2 000 lx，每天早中晚各摇匀一次. 过硫酸钠(Na2S2O8)、磷酸氢二钠(Na2HPO4)、磷酸二氢钠(NaH2PO4·2H2O)、无水硫酸钠(Na2SO4)、氢氧化钠(NaOH)、硫酸(H2SO4)、无水乙醇(C2H6O)和50%戊二醛水溶液(C5H8O2)均购自天津科密欧化学试剂有限公司；BG11培养基购自青岛海博生物技术有限公司；5,5-二甲基-1-吡啶-N-氧(DMPO)购自阿拉丁试剂有限公司. 试验使用的化学试剂均为分析纯，试验用水均为Milli-Q超纯水.1.2试验装置该研究采用EC/PS体系反应装置，电解槽容积为240 mL，长×宽×高为60 mm×50 mm×80 mm. 阳极材料为镀有氧化铱和氧化钌的钛板(Ti/IrO2-RuO2)，该电极材料具有相对稳定、电催化活性高及价廉的优点，阴极材料为钛板(Ti)，两电极板的尺寸均为50 mm×90 mm×1 mm.固定两极板之间的距离为40 mm，此时两极板间的有效电解体积相对较大，两极板之间连接一个直流稳压电源[22].1.3藻细胞密度和叶绿素a含量的测定使用紫外-可见分光光度计(UV1800PC型，上海菁华科技仪器有限公司)测定铜绿微囊藻在680 nm 处的光密度值(OD)，用以反映铜绿微囊藻的细胞密度[23]. 其中，藻细胞光密度值OD680与浮游植物计数法得到的藻细胞密度之间有良好的线性关系，即藻细胞密度(106 cells/mL)=63.896×OD680−0.395 1，R2= 0.992 1.采用热乙醇法[24]测定样品中的叶绿素a含量. 取第 1 期郑婷婷等：电活化过硫酸盐去除铜绿微囊藻的效果及机理研究99一定体积的藻液抽滤过0.45 μm 滤膜，将截留藻细胞的滤膜破碎成若干条状放入试管中，于−20 ℃冰箱避光冷冻24 h 后，加入10 mL 90%的热乙醇(80 ℃)，于80 ℃的水浴锅中水浴2 min ，于超声波清洗机中超声10 min ，室温下避光萃取5 h ，之后用一次性注射器吸取6 mL 萃取液过25 mm 滤头，滤液用于比色测样[25]. 叶绿素a 含量的计算公式：式中：C 为叶绿素a 含量，mg/m 3；V a 为乙醇提取液体积，mL ；V b 为样品体积，L ；E 665、E 750分别为提取液在665 nm 和750 nm 处的吸光度值；A 665、A 750分别为经1 mol/L 稀盐酸酸化后的提取液在665 nm 和750 nm 处的吸光度值.1.4 EC/PS 体系除藻试验使用对数生长期的试验藻液(藻细胞浓度约为1.24×107~1.30×107cells/mL)进行EC/PS 体系除藻试验：取180 mL 藻液，用0.1 mmol/L 的H 2SO 4和NaOH 调节其初始pH ，加入一定量的Na 2SO 4，使其最终浓度为2 mmol/L ，以Na 2S 2O 8作为PS 的来源. 将混合液置于电解槽内，调节直流稳压电源的输出电压，开始除藻试验. 处理时长为60 min ，每隔10 min 取样测定藻细胞密度和叶绿素a 含量. 铜绿微囊藻及其叶绿素a 的去除率分别如式(2)(3)所示：式中：η和η′分别为铜绿微囊藻及其叶绿素a 的去除率，%；OD 0和OD t 分别为除藻试验开始前和t 时刻的光密度值；C 0和C t 分别为除藻试验开始前和t 时刻的叶绿素a 含量，mg/m 3.单独PS 体系除藻试验和单独EC 体系除藻试验分别是在不通电和不加入PS ，但其余条件不变的情况下进行的. 所有试验均重复两次，并计算相应平均值±标准差.1.5 藻细胞微观形态观察取40 mL 含藻水样于5 000 r/min 离心5 min ，弃上清液，再用20 mL 含4%戊二醛的磷酸盐缓冲液重悬藻浆并静置4 h ，离心弃上清液. 用上述缓冲液反复清洗离心3次，经梯度乙醇脱水、冷干、喷金后，用扫描电子显微镜(SEM)(JSM-6510LV 型，日本电子株式会社)在电压为15 kV 下观察藻细胞形态[26].1.6 IOM 和EOM 的三维荧光光谱分析含藻水样于6 000 r/min 离心10 min 后分离上清液和沉淀，上清液经0.45 μm 混合纤维滤膜过滤，滤液用于测定EOM ；向装有沉淀的离心管内加入等体积的超纯水，混合均匀，按上述离心条件清洗1次，弃上清液，将沉淀反复冻融3次，重溶于等体积的超纯水中，镜检以确保80%以上的藻细胞被破坏，最后过0.45 μm 混合纤维滤膜过滤，滤液用于测定IOM [27].利用荧光光谱仪(F-7000型，日本HATACHI 公司)测定EOM 和IOM 的三维荧光光谱，该仪器具有高灵敏度，水拉曼光信噪比>800. 设置发射波长(λEm )以5 nm 间隔从250 nm 增至550 nm ，激发波长(λEx )则以1 nm 的间隔从200 nm 增至450 nm ，扫描速度为2 400 nm/min ，试验结果需要减去超纯水的三维荧光光谱以消除超纯水的拉曼散射峰[28-29]. 使用Origin软件绘制三维荧光光谱，并依据Chen 等[30]的方法划分荧光区域，根据λEm 和λEx 的范围可将三维荧光光谱谱图划分为5个区域，分别对应不同类型的物质：区域Ⅰ和Ⅱ代表芳香蛋白类物质；区域Ⅲ代表富里酸类物质；区域Ⅳ代表溶解性微生物代谢产物；区域Ⅴ代表腐殖酸类物质. 按照FRI 法对各区域的荧光强度进行定量分析，考虑到实际数据的荧光强度是离散数据点，所以采用离散型积分〔见式(4)〕进行FRI计算：式中：Φi 为第i 区域的荧光体积积分，a.u.·nm 2；∆λEx 为激发波长间隔，取值为1 nm ；∆λEm 为发射波长间隔，取值为5 nm ；I (λEx, λEm )为每个激发-发射波长对应的荧光强度，a.u..1.7 TOC 含量测定分别取40 mL 经EC/PS 体系处理10、30和60 min 后的含藻水样以及未经处理的含藻水样，经过0.45 μm 混合纤维滤膜过滤后，收集滤液，使用有机碳(TOC)分析仪(Vario TOC CUBE 型，德国元素)测定水中TOC 含量.1.8 自由基检测使用电子顺磁共振波谱仪(EPR)(ZMXmicro-6/1型，德国布鲁克公司)对样品中的自由基进行测定.样品与5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO)溶液快速混匀，用毛细管吸取一定量的混合液，于EPR 的共振腔中进行测定. EPR 的主要参数设置：中心磁场磁感应强度为3 500 G ；扫场宽度为200 G ；扫场时间为87.64 s ；g 因子为2.000 00；微波频率为31.70 mW.1.9 EC/PS 体系中主要因素的除藻贡献率为了解EC/PS 体系中EC 作用的贡献情况，根据式(5)计算其相应的贡献率(R 1)，根据式(6)计算EC/PS 体系中除EC 作用外的其他因素对除藻的贡100环　境　科　学　研　究第 35 卷献率(R 2).式中：A t 为单独EC 体系的除藻率，%；A 0为EC/PS 体系的除藻率，%.2 结果与讨论2.1 单独EC 、单独PS 和EC/PS 体系除藻效果比较由图1可见，在电压为7 V 、初始pH 为6、处理时间为60 min 时，单独EC 体系处理铜绿微囊藻的藻细胞和叶绿素a 去除率分别为55.52%、65.66%，具有一定的除藻效果. 这主要依靠电极的直接氧化及电极表面产生的·OH 发挥作用[31]. 当电压为7 V 、初始pH 为6时，单独使用4 mmol/L 的PS 处理60 min 后，藻细胞去除率仅为1.94%，叶绿素a 的去除率为11.47%，表明未经活化的PS 几乎没有除藻效果. 相比之下，EC/PS 体系的除藻效果远优于单独EC 体系和单独PS 体系. 在电压为7 V 、初始pH 为6、初始PS 浓度为4 mmol/L 的条件下处理60 min 后，藻细胞和叶绿素a 的去除率分别高达90.80%和98.41%，这表明EC/PS 体系不仅能破坏铜绿微囊藻的藻细胞结构，还能损伤其光合作用功能.可能的原因是EC 成功激活了PS 的氧化性能，产生具有较强氧化性能的活性物质SO 4−·，自由基的存在进一步促进了藻细胞的去除[32].图 1 不同处理体系对铜绿微囊藻藻细胞和叶绿素a 的去除率Fig.1 Removal rates of Microcystis aeruginosa cells and chlorophyll-a by different treatment systems2.2 EC/PS 体系除藻的影响因素研究电是活化PS 的能量来源. 电压直接决定体系中活性物质的产生速率，是EC/PS 体系关键的影响因素[33]. 由图2(a)可知，随着电压的增加，藻细胞去除率也在逐渐提高，电压从3 V 增至9 V 时，处理60 min 后，藻细胞的去除率从30.71%增至79.35%. 增加电压固然能提高除藻率，但在7 V 以上的提升幅度并不明显，过高的电压还会导致水的电解和析氧反应的加剧[34]，增加体系能量损失，因此，在EC/PS 体系中选择电压为7 V 比较合适.pH 可通过影响活性物质的产生或转化来影响除藻效果[35]. 为了模拟自然水环境，该研究考察了EC/PS 体系初始pH 为6~9条件下的除藻效果. 由图2(b)可以看出，pH 的改变对EC/PS 体系的除藻效果影响不大，随着pH 升高，藻细胞的去除率从68.80%逐渐降至63%，可能是由于酸性条件更有利于SO 4−·的稳定存在造成的[15]，因此以pH 为6开展后续研究.PS 浓度决定了EC/PS 体系中主要活性物质的生成量进而影响除藻效果. 如图2(c)所示，当初始PS 浓度从1 mmol/L 增至4 mmol/L 时，处理60 min 后的藻细胞去除率由68.80%增至90.80%，藻细胞去除率随初始PS 浓度的增加而升高，但是当初始PS 浓度增至8 mmol/L 时，藻细胞的去除率(85.07%)反而下降. 当初始PS 浓度过大时，EC/PS 体系中的S 2O 8−会与SO 4−·发生自淬灭反应[36]，从而降低藻细胞的去除率. 因此，初始PS 浓度为4 mmol/L 时最有利于EC/PS 体系除藻.2.3 EC/PS 体系处理对藻细胞结构的影响EC/PS 体系除藻过程中铜绿微囊藻细胞的形态变化如图3所示. 由图3可见：EC/PS 体系处理前藻第 1 期郑婷婷等：电活化过硫酸盐去除铜绿微囊藻的效果及机理研究101图 2 EC/PS 体系中电压、pH 和初始PS 浓度对除藻效果的影响Fig.2 Effect of voltage, pH and initial PS concentration on algae removal in EC/PS system图 3 EC/PS 体系处理过程中藻细胞的SEM 图Fig.3 SEM images of algae cells in duration of EC/PS system102环　境　科　学　研　究第 35 卷细胞饱满且表面光滑；处理10 min后，部分藻细胞表面出现皱缩和破裂；处理30 min后，大部分藻细胞褶皱严重，可见有胞内物质向外释放；处理60 min后，视野内几乎不存在完整的藻细胞. 这表明EC/PS体系处理能显著损伤藻细胞结构，随着处理时间的延长，损伤加剧，藻细胞内物质会逐渐释放到胞外.2.4 EC/PS体系除藻过程中藻类有机物的荧光分析EC/PS体系处理前、处理10、30和60 min时IOM和EOM的三维荧光光谱变化如图4、5所示. 由图4、5可见：EC/PS体系处理前，IOM含有多种不同类型的物质，其中溶解性微生物代谢产物最多；开始EC/PS体系处理后，IOM中的各类物质都迅速减少. EOM的情况则大相径庭，EC/PS体系处理前主要为溶解性微生物代谢产物，还有少量的腐殖酸类物质.随着EC/PS体系处理的进行，溶解性微生物代谢产物逐渐减少，但腐殖酸类物质却有明显的增加. 特别是当EC/PS体系处理30 min时，腐殖酸类物质荧光峰值达到最大，区域Ｖ的荧光信号增加和区域IV的荧光信号减少几乎是同步的.利用FRI法对IOM和EOM的三维荧光光谱中5个区域的荧光强度进行积分计算. 由图6可以看出，IOM的总荧光响应值随EC/PS体系处理时间的延长而降低，且降幅逐渐减小. 处理10 min时IOM的总荧光响应值降低了77.39%，处理60 min时IOM的总荧光响应值较初始状态降低了93.16%，说明EC/PS 体系能在短时间内大幅降低IOM含量. 相比之下，EOM的总荧光响应值并未随着EC/PS体系处理而明显降低，处理60 min时EOM的总荧光响应值较初始状态下降了20.40%，但在处理30 min时EOM的总荧光响应值比初始状态还高6.79%，这应该与此时藻细胞大量破碎，以腐殖酸类物质为主的胞内物质集中释放有关. 在EC/PS体系处理过程中，EOM的变化情况比较复杂，一方面受到氧化作用而不断降解；另一方面则由于细胞破裂导致IOM释放增加，当IOM的注: Ⅰ和Ⅱ为芳香蛋白类物质; Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ分别为富里酸类物质、溶解性微生物代谢产物、腐殖酸类物质. 下同.图 4 EC/PS体系处理过程中IOM的三维荧光光谱Fig.4 EEM spectra of IOM in duration of EC/PS system第 1 期郑婷婷等：电活化过硫酸盐去除铜绿微囊藻的效果及机理研究103释放占主导作用时，EOM 含量就会相对增加.此外，经EC/PS 体系处理10、30和60 min 后，含藻水样TOC 含量分别为9.19、8.89和4.54 mg/L ，而EC/PS 体系处理前TOC 含量为5.91 mg/L. 这表明含藻水样经EC/PS 体系短暂处理后即可释放大量有机物，随着处理时间延长这些有机物逐渐被矿化. 比较EC/PS 体系处理过程中TOC 含量和EOM 的荧光响应值，发现二者并不存在相关关系(P >0.05). 值得注意的是，EOM 荧光响应值的峰值出现时间要晚于TOC 含量的峰值出现时间. 推测是藻细胞结构和化学组成导致的，铜绿微囊藻细胞含有大量的多糖类物质，藻细胞壁中有胶鞘多糖，藻细胞表面则是由胞外图 5 EC/PS 体系处理过程中EOM 的三维荧光光谱Fig.5 EEM spectra of extracellular organic matter in duration of EC/PS system图 6 EC/PS 体系处理过程中IOM 和EOM 的荧光响应值Fig.6 Fluorescence responses of IOM and EOM in the process of EC/PS system104环　境　科　学　研　究第 35 卷多糖形成的黏滞性荚膜和黏液层[37]. 开始进行EC/PS 体系处理后，这些多糖成分首先遭到破坏，从而使水中TOC含量突增. 然而，需要处理一段时间后才会使藻细胞结构崩坏，细胞内物质大量释放，而这些物质种类复杂，其中芳香结构蛋白、腐殖酸类等物质都具有荧光性[38].2.5 EC/PS除藻体系的机理分析为了解EC/PS体系的除藻机理，对图1所示的结果做进一步分析，得到EC/PS体系中各因素的除藻贡献率(见图7). 在整个除藻过程中EC的平均贡献率为54.63%，在EC/PS体系中，EC的除藻主要由电极的直接电解和电解水产生的·OH〔见式(7)〕共同作用完成[31]. EC/PS体系中除EC作用外的其他因素主要依靠PS活化后产生的强氧化性自由基发挥作用.随着处理时间的增加，其贡献率出现先增后降的趋势，这主要是因为反应初期，EC/PS体系中的强氧化性自由基主要用于破坏藻细胞结构，随着处理时间的延长，胞内物质大量向外释放，部分强氧化性自由基则用于去除藻类有机物.图 7 EC/PS体系中各因素的除藻贡献率Fig.7 The contribution rate of each factor toalgae removal in EC/PS system通过EPR测定可检测出EC/PS体系中主要自由基类别，DMPO与SO4−·和·OH可分别生成自旋加合物DMPO-SO4−·和DMPO-·OH，从而被EPR检测到，对应产生强度比为1:1:1:1:1:1的组峰和1:2:2:1的组峰[39]. 由图8可知：在单独PS体系内，存在DMPO-SO4−·和DMPO-·OH组峰，这是因为PS水解会产生少量的SO4−·〔见式(8)〕；同时，SO4−·能进一步与水反应生成·OH〔见式(9)〕[32]. 随着EC/PS体系处理时间的增加，体系中的SO4−·和·OH信号逐渐增强. 这表明电化学体系在不断地活化PS，使其产生SO4−·〔见式(10)(11)〕，体系内的·OH由电解水产生的·OH〔见式(7)〕以及SO4−·与水反应后产生的·OH〔见式(9)〕共同构成. EC/PS体系中的SO4−·和·OH与除藻效果和藻类有机物的变化密切关联，这两种自由基是发挥除藻作用的主要活性物质.图 8 EC/PS体系处理过程中的自由基特征峰Fig.8 Characteristic peaks of free radicals induration of EC/PS system3 结论a) EC/PS体系处理可有效地去除水中的铜绿微囊藻藻细胞和叶绿素a，在初始藻密度为1.24×107~ 1.30×107 cells/mL，电压为7 V、初始pH为6、初始PS浓度为4 mmol/L的条件下，处理60 min时藻细胞和叶绿素a的去除率分别可达90.80%和98.41%.b) EC/PS体系处理能在短时间内大幅降低IOM 的总荧光相应值，处理10 min时，IOM的总荧光响应值降低了77.39%. 除藻过程中藻细胞不断破裂，以腐殖酸类物质为主的胞内物质的释放导致EOM下降缓慢，处理60 min时EOM的总荧光响应值较初始状态仅下降了20.40%. 此外，EOM的荧光响应值峰值出现时间要晚于TOC含量峰值的出现时间.c) EC/PS体系中电化学作用对除藻的平均贡献率为54.63%；同时，EC/PS体系中存在SO4−·和·OH，且其随处理时间的延长逐渐增加，在藻细胞和藻类有机物的去除上发挥重要作用.参考文献(References)：SMITH V H.Eutrophication of freshwater and coastal marineecosystems a global problem[J].Environmental Science and ［1］第 1 期郑婷婷等：电活化过硫酸盐去除铜绿微囊藻的效果及机理研究105Pollution Research ，2003，10（2）：126-139.朱喜, 朱云.太湖蓝藻暴发治理存在的问题与治理思路[J ].环境工程技术学报，2019，9（6）：714-719.ZHU X, ZHU Y.Problems and countermeasures of controlling cyanobacteria bloom in Taihu Lake [J ].Journal of Environmental Engineering Technology ，2019，9（6）：714-719.［ 2 ］LI L ，GAO N Y ，DENG Y ，et al. Characterization of intracellular & extracellular algae organic matters (AOM) of Microcystic aeruginosa and formation of AOM-associated disinfection byproducts and odor & taste compounds [J ]. Water Research ，2012，46(4)：1233-1240.［ 3 ］王靖国, 邹华, 张强, 等.太湖微囊藻毒素的时空分布特征[J ].环境科学研究，2014，27（7）：696-703.WHANG J G, ZOU H, ZHANG Q, et al.Spatial and temporal distribution of microcystin in Taihu Lake [J ].Research of Environmental Sciences ，2014，27（7）：696-703.［ 4 ］LUI Y S, QIU J W, ZHANG Y L, et al.Algal-derived organic matter as precursors of disinfection by-products and mutagens upon chlorination [J ].Water Research ，2011，45（3）：1454-1462.［ 5 ］冯俊生, 姚海祥, 蔡晨, 等.微生物燃料电池电活化过硫酸盐降解甲基橙偶氮染料[J ].环境科学研究，2019，32（5）：913-920.FENG J S, YAO H X, CAI C, et al.Microbial fuel cell electro-activated persulfate to degrade methyl orange azo dye [J ].Research of Environmental Sciences ，2019，32（5）：913-920.［ 6 ］CHEN Y Q, DENG P Y, XIE P C, et al.Heat-activated persulfateoxidation of methyl- and ethyl-parabens: effect, kinetics, and mechanism [J ].Chemosphere ，2017，168：1628-1636.［ 7 ］沈一君, 彭明国, 徐彬焜, 等.紫外活化过硫酸盐降解二苯甲酮-4的动力学影响及降解机理与风险评价[J ].环境科学研究，2019，32（1）：174-182.SHEN Y J, PENG M G, XU B K, et al.Degradation of BP4 by UV-activated persulfate process: kinetic, mechanism and risk [J ].Research of Environmental Sciences ，2019，32（1）：174-182.［ 8 ］QI C D, LIU X T, MA J, et al.Activation of peroxymonosulfate by base: implications for the degradation of organic pollutants [J ].Chemosphere ，2016，151：280-288.［ 9 ］WANG X E, WANG L G, LI J B, et al.Degradation of acid orange7 by persulfate activated with zero valent iron in the presence of ultrasonic irradiation [J ].Separation and Purification Technology ，2014，122：41-46.［10］CHEN L C, LEI C J, LI Z J, et al.Electrochemical activation ofsulfate by BDD anode in basic medium for efficient removal of organic pollutants [J ].Chemosphere ，2018，210：516-523.［11］GUO W L ，SU S N ，YI C L ，et al. Degradation of antibioticsamoxicillin by Co 3O 4-catalyzed peroxymonosulfate system [J ].Environmental Progress & Sustainable Energy ，2013，32(2)：193-197.［12］濮晨熹, 郭大滨, 胡沔, 等.颗粒物的庇护作用对紫外线消毒效果的影响[J ].中国给水排水，2017，33（13）：73-76.PU C X, GUO D B, HU M A, et al.Effect of particle protection in ultraviolet disinfection [J ].China Water & Wastewater ，2017，33［13］（13）：73-76.王秀娟, 胡学香, 胡春.水质对紫外消毒在两种典型再生水中应用的影响[J ].环境工程学报，2012，6（12）：4289-4293.WANG X J, HU X X, HU C.Influence of water quality on UV disinfection in two typical reclaimed waters [J ].Chinese Journal of Environmental Engineering ，2012，6（12）：4289-4293.［14］郭丽, 袁颐进, 冯丽贞, 等.电活化过硫酸盐降解全氟辛酸及其中间产物的探究分析[J ].环境科学学报，2020，40（6）：2045-2054.GUO L, YUAN Y J, FENG L Z, et al.Electrochemical activated persulfate to degrade perfluorooctanoic acid and the analysis of intermediate products [J ].Acta Scientiae Circumstantiae ，2020，40（6）：2045-2054.［15］CHEN W S ，HUANG C P. Mineralization of aniline in aqueoussolution by electrochemical activation of persulfate [J ].Chemosphere ，2015，125：175-181.［16］陈希, 纪志永, 黄智辉, 等.电化学协同过硫酸盐氧化法处理含盐有机废水[J ].化工进展，2019，38（12）：5572-5577.CHEN X, JI Z Y, HUANG Z H, et al.Electrochemical synergistic persulfate oxidation process for treatment of salty organic wastewater [J ].Chemical Industry and Engineering Progress ，2019，38（12）：5572-5577.［17］BU L J, ZHU S M, ZHOU S Q.Degradation of atrazine byelectrochemically activated persulfate using BDD anode: role of radicals and influencing factors [J ].Chemosphere ，2018，195：236-244.［18］CHEN W S ，JHOU Y C ，HUANG P H. Mineralization ofdinitrotoluenes in industrial wastewater by electro-activated persulfate oxidation [J ]. Chemical Engineering Journal ，2014，252：166-172.［19］WANG Z P, CHEN Y Q, XIE P C, et al.Removal of Microcystisaeruginosa by UV-activated persulfate: performance and characteristics [J ].Chemical Engineering Journal ，2016，300：245-253.［20］LIAO X B, LIU J J, YANG M L, et al.Evaluation of disinfectionby-product formation potential (DBPFP) during chlorination of two algae species: blue-green Microcystis aeruginosa and diatom Cyclotella meneghiniana [J ].Science of the Total Environment ，2015，532：540-547.［21］张崇淼, 刘淑瑞, 郑婷婷, 等.钢渣粒子电极的制备及其在三维电催化氧化除藻中的应用[J ].环境工程学报，2020，14（5）：1146-1153.ZHANG C M, LIU S R, ZHENG T T, et al.Preparation of steel slag particle electrodes and its application in threedimensional electrocatalytic oxidation for algae removal [J ].Chinese Journal of Environmental Engineering ，2020，14（5）：1146-1153.［22］郭美婷, 胡洪营, 陈健, 等.紫外线对铜绿微囊藻的抑制效果及特性研究[J ].环境科学，2011，32（6）：1608-1613.GUO M T, HU H Y, CHEN J A, et al.Inhibitory effects of ultraviolet irradiation on the growth of Microcystis aeruginosa [J ].Environmental Science ，2011，32（6）：1608-1613.［23］陈宇炜, 陈开宁, 胡耀辉.浮游植物叶绿素a 测定的“热乙醇法”［24］106环　境　科　学　研　究第 35 卷及其测定误差的探讨[J].湖泊科学，2006，18（5）：550-552.CHEN Y W, CHEN K N, HU Y H.Discussion on possible errorfor phytoplankton chlorophyll-a concentration analysis using ‘hot-ethanol extraction method’[J].Journal of Lake Sciences，2006，18（5）：550-552.梁兴飞, 郭宗楼.超声辅助热乙醇提取法测定浮游植物叶绿素a的方法优化[J].水生生物学报，2010，34（4）：856-861.LIANG X F, GUO Z L.Optimization of the method ondetermination of phytoplankton chlorophll a by using ultrasound-assisted hot-ethanolextraction[J].Acta Hydrobiologica Sinica，2010，34（4）：856-861.［25］任晶. UV/H2O2对铜绿微囊藻抑制特性及其对微囊藻毒素降解机理研究[D]. 上海: 复旦大学, 2011.［26］古励，郭显强，丁昌龙，等. 藻源型溶解性有机氮的产生及不同时期藻类有机物的特性[J]. 中国环境科学，2015，35(9)：2745-2753.GU L，GUO X Q，DING C L，et al. Formation of algae-derivedDON and characterization of algae organic matter (AOM) fromdifferent stages[J]. China Environmental Science，2015，35(9)：2745-2753.［27］ZHANG Y L, YIN Y, FENG L Q, et al.Characterizing chromophoricdissolved organic matter in Lake Tianmuhu and its catchmentbasin using excitation-emission matrix fluorescence and parallelfactor analysis[J].Water Research，2011，45（16）：5110-5122.［28］GAO Y F, ZHANG J N, BAI X F, et al.Monolithic ceramicelectrode for electrochemical deactivation of Microcystisaeruginosa[J].Electrochimica Acta，2018，259：410-418.［29］CHEN W, WESTERHOFF P, LEENHEER J A, et al.Fluorescenceexcitation-emission matrix regional integration to quantify spectrafor dissolved organic matter[J].Environmental Science &Technology，2003，37（24）：5701-5710.［30］赵媛媛, 王德军, 赵朝成.电催化氧化处理难降解废水用电极材料的研究进展[J].材料导报，2019，33（7）：1125-1132.ZHAO Y Y, WANG D J, ZHAO C C.Progress in electrodematerials for refractory wastewater treatment by electro-catalyticoxidation[J].Materials Reports，2019，33（7）：1125-1132.［31］ZHI D，LIN Y H，JIANG L，et al. Remediation of persistent ［32］organic pollutants in aqueous systems by electrochemicalactivation of persulfates：a review[J]. Journal of EnvironmentalManagement，2020，260：110125.MATZEK L W, TIPTON M J, FARMER A T, et al.Understanding electrochemically activated persulfate and itsapplication to ciprofloxacin abatement[J].Environmental Science& Technology，2018，52（10）：5875-5883.［33］DE-LIMA-LEITE R H，COGNET P，WILHELM A M，et al.Anodic oxidation of 2, 4-dihydroxybenzoic acid for wastewatertreatment：study of ultrasound activation[J]. Chemical EngineeringScience， 2002，57(5)：767-778.［34］YIN P H, HU Z H, SONG X, et al.Activated persulfate oxidationof perfluorooctanoic acid (PFOA) in groundwater under acidicconditions[J].Journal of Environmental Research and PublicHealth，2016，13（6）：602.［35］DRZEWICZ P, PEREZ-ESTRADA L, ALPATOVA A, et al.Impact of peroxydisulfate in the presence of zero valent iron onthe oxidation of cyclohexanoic acid and naphthenic acids from oilsands process-affected water[J].Environmental Science &Technology，2012，46（16）：8984-8991.［36］梅秋红, 缪月秋, 张成武, 等.铜绿微囊藻(Microcystic aeruginosavar. major)胞外酸性多糖的分离、纯化及其理化特性[J].湖泊科学，2005，17（4）：322-326.MEI Q H, MIAO Y Q, ZHANG C W, et al.Preliminary studies onthe isolation, purification and physicochemical properties ofextracellular acidic polysaccharides from Microcystis aeruginosavar. major[J].Journal of Lake Science，2005，17（4）：322-326.［37］危有达, 马军, 文刚.藻类有机物的特性研究[J].供水技术，2015，9（3）：9-14.WEI Y D, MA J, WEN G.Characteristics of algal organics[J].Water Technology，2015，9（3）：9-14.［38］WANG L L，LAN X，PENG W Y，et al. Uncertainty andmisinterpretation over identification, quantification andtransformation of reactive species generated in catalytic oxidationprocesses：a review[J]. Journal of Hazardous Materials，2021，408：124436.［39］（责任编辑：张　蕊）第 1 期郑婷婷等：电活化过硫酸盐去除铜绿微囊藻的效果及机理研究107。

四羟甲基硫酸磷底改原理

四羟甲基硫酸磷底改原理
摘要：
1.四羟甲基硫酸磷的概述
2.四羟甲基硫酸磷的用途
3.四羟甲基硫酸磷底改原理
4.四羟甲基硫酸磷的优势与应用领域
5.结论
正文：
四羟甲基硫酸磷（简称THPS）是一种有机磷化合物，具有广泛的应用。

它主要被用作生物杀灭剂，尤其在水处理、油田和造纸等领域有着广泛的应用。

本文将详细介绍四羟甲基硫酸磷底改原理以及其优势与应用领域。

四羟甲基硫酸磷底改原理主要涉及到其对生物体的作用机制。

作为一种有机磷化合物，四羟甲基硫酸磷能够抑制生物体中的磷酸酯酶活性，从而阻断生物体内的信息传递，达到杀灭微生物的目的。

与传统的有机磷杀虫剂相比，四羟甲基硫酸磷具有快速降解为完全无害的物质的优点，因此在环保方面具有重要的意义。

四羟甲基硫酸磷的优势在于其高效、广谱、低毒和环保等特点。

由于其在使用后能够迅速降解为无害物质，因此被广泛应用于水处理、油田、造纸等领域。

在水处理中，四羟甲基硫酸磷能够有效地杀灭和控制水中的微生物，从而达到净化水质的目的。

在油田中，四羟甲基硫酸磷可以用于油田水质的杀菌和防腐。

在造纸行业中，四羟甲基硫酸磷可以用于纸浆的防腐和防霉。

综上所述，四羟甲基硫酸磷作为一种具有高效、广谱、低毒和环保等特点的生物杀灭剂，在水处理、油田、造纸等领域具有广泛的应用前景。

一种铜绿微囊藻胞外聚合物的提取方法[发明专利]

(19)中华人民共和国国家知识产权局(12)发明专利申请(10)申请公布号 (43)申请公布日 (21)申请号 201810981882.2(22)申请日 2018.08.27(71)申请人温州大学苍南研究院地址 325800 浙江省温州市苍南县灵溪镇海西电商科技园14栋D区二楼203(72)发明人王奇　赵敏　于恒国　葛姝洁　邱颖　庞文静　李军　柯强　王传花　戴传军　贝克　黄先锋　陈琼珍　金展　(74)专利代理机构杭州天勤知识产权代理有限公司 33224代理人胡红娟(51)Int.Cl.G01N 1/28(2006.01)G01N 1/44(2006.01)(54)发明名称一种铜绿微囊藻胞外聚合物的提取方法(57)摘要本发明公开了一种铜绿微囊藻胞外聚合物的提取方法，该方法包括：取铜绿微囊藻的藻液，离心，得溶解型胞外聚合物；将下层残余物悬浮于缓冲液中，离心，得松散附着型胞外聚合物；将下层残余物悬浮于NaCl缓冲液中，加入氢氧化钠，调节pH至11，在4℃、80～120rpm的条件下，搅拌10～20min后，再置于40～60℃下水浴加热20～40min；离心缓冲溶液，得紧密结合型胞外聚合物。

本发明对铜绿微囊藻采用“NaOH+加热”的组合方式进行胞外聚合物的提取，并严格控制提取的参数条件，不仅能够大量提取藻类中的EPS，而且能够不破坏藻细胞，不造成EPS的污染，从而提取出有效的EPS组分。

权利要求书1页说明书10页附图9页CN 109060478 A 2018.12.21C N 109060478A1.一种铜绿微囊藻胞外聚合物的提取方法，包括：(1)取铜绿微囊藻的藻液，离心取上层清液，得到溶解型胞外聚合物；(2)将步骤(1)中离心后的下层残余物悬浮于缓冲液中，离心取上层清液，得到松散附着型胞外聚合物；(3)将步骤(2)中离心后的下层残余物悬浮于NaCl缓冲液中，加入氢氧化钠，调节缓冲液的pH至11，在4℃、80～120rpm的条件下，搅拌10～20min后，再置于40～60℃下水浴加热20～40min；然后，将缓冲溶液离心，取离心液的上层清液，得到紧密结合型胞外聚合物。

铜绿微囊藻生物活性化学组分的筛选和研究

铜绿微囊藻生物活性化学组分的筛选和研究铜绿微囊藻是一种广泛存在于淡水环境中的蓝藻，其毒性成分微囊藻素已成为公共卫生和环境保护的重要议题。

而铜绿微囊藻中除了微囊藻素，还存在着许多其他生物活性化学组分，这些化合物对人体的保健和药物研发具有重要意义。

因此，铜绿微囊藻生物活性化学组分的筛选和研究已成为当前关注的热点领域。

一、铜绿微囊藻生物活性化学组分的种类和分布铜绿微囊藻生物活性化学组分的种类和分布具有复杂性和广泛性。

目前已经发现了多种具有生物活性的成分，如甲状腺素激活物、光合色素、藻胆素和多糖等。

这些化合物在不同的铜绿微囊藻株中的含量和比例不同，而且不同产地和季节的铜绿微囊藻中生物活性成分的组成和含量也有所不同。

二、铜绿微囊藻生物活性化学组分的筛选方法和研究进展铜绿微囊藻生物活性化学组分的筛选方法主要有化学分离、生物学分离、生物制备和生物信息学预测等。

化学分离方法包括柱层析、薄层色谱、高效液相色谱和毒素免疫亲和层析等。

生物学分离方法主要包括凝胶过滤、甲醛处理和离心分离等。

通过生物制备技术也可以得到具有生物活性的化合物。

同时，通过运用生物信息学预测，可以更加有效地预测铜绿微囊藻中的生物活性化学物。

近年来，铜绿微囊藻生物活性化学组分的研究进展迅速，不仅展示了其在药物研发上的应用前景，而且在食品、农业及环境保护等领域也具有重要意义。

如，铜绿微囊藻中的多糖具有显著的抗氧化活性和免疫调节作用；甲状腺素激活物能够刺激动物的甲状腺功能，并改善贫血症状；光合色素和藻胆素可以作为添加剂产生特定颜色的食品。

三、铜绿微囊藻生物活性化学组分产业化的展望与挑战铜绿微囊藻生物活性化学组分的研究已经逐步步入产业化阶段。

目前相关企业已经开始建立铜绿微囊藻的生产、加工和开发体系。

但是，由于铜绿微囊藻这一领域目前的研究和开发相对较为困难，因此在产业化过程中仍需要克服一些挑战。

首先，铜绿微囊藻文化技术和生产规模仍需要进一步提高和优化。

其次，铜绿微囊藻的生物活性化学组分提取和纯化方法还需要进一步改进和实现产业化生产。

磷恢复对磷饥饿铜绿微囊藻光合色素和部分抗氧化酶活性的影响

磷恢复对磷饥饿铜绿微囊藻光合色素和部分抗氧化酶活性的影响贾滢暄;张树林;张达娟;戴伟;毕相东【期刊名称】《中国农业科技导报》【年(卷),期】2024(26)1【摘要】为探究磷饥饿及磷恢复对铜绿微囊藻光合色素、藻胆蛋白和抗氧化酶等生理指标的影响,将其进行磷饥饿处理7 d后再进行磷恢复,检测磷恢复前后铜绿微囊藻的藻细胞密度、叶绿素a、类胡萝卜素、藻蓝蛋白(phycocyanin,PC)、别藻蓝蛋白(allophycocyanin,APC)、藻红蛋白(phycoerythrin,PE)、丙二醛(malondialdehyde,MDA)和过氧化氢(H_(2)O_(2))含量及超氧化物歧化酶(superoxide dismutase,SOD)活性的变化。

结果表明,铜绿微囊藻磷饥饿处理7 d 后,藻细胞密度为2.54×10^(7)cell·mL^(-1),显著低于对照组(3.11×10^(7)cell·mL^(-1))。

磷恢复144 h后,处理组藻细胞密度为4.05×10^(7)cell·mL^(-1),仍显著低于对照组(4.32×10^(7)cell·mL^(-1));叶绿素a、类胡萝卜素和PC、APC、PE含量均呈现升高趋势,在144 h时分别达到5.96、1.44μg·mL^(-1)和0.031、0.02、0.065 mg·L^(-1);MDA、H_(2)O_(2)含量和SOD活性呈先上升后下降趋势,均在48 h达到最大值,较对照组分别增加36.2%、47.7%、51.1%。

由此表明,磷恢复后铜绿微囊藻的藻细胞密度、叶绿素a、类胡萝卜素和藻胆蛋白含量虽呈升高趋势,但难以恢复到对照水平;MDA、H_(2)O_(2)含量及SOD活性的变化也说明,从磷饥饿到磷恢复后铜绿微囊藻藻细胞受到氧化损伤,并对细胞膜系统产生破坏。

HPLC测定铜绿微囊藻毒素的富集提取方法改进...

密封，放置在．２０℃冰箱避光保存待测。２．２．３对照方法—超破碎一固相萃取法１）超声破碎藻细胞将提取样品倒入玻璃试管中，超声破碎３０ｍｉｎ。破碎后在４℃，１２０００ｒ，ｍｉｎ下离心ｌＯｍｉＩｌ，收集上清液放在冰上避光，待用。
２）固相萃取提取ＭＣｓ将提取的水样通过Ｏ．４５岬滤膜后注入预活化的Ｃ１８固相萃取柱（１０ｍｌ
表Ｉ采用不同有机溶剂的液液萃取法提取ＭＣｓ效果比较
３．１．２藻细胞破碎时间图ｌ为采用ＣＣｌ４作为有机萃取液，不同沸水浴时间对富集
提取ＭＣｓ效果的影响。由图可知，１５ｍｉｎ的沸水浴时间能够充分
：
的提取铜绿微囊藻细胞内的Ｍｃ．ＲＲ与ＭＣ．ＬＲ，１５ｍｉｎ以后随着时间增加ＭＣ．ＬＲ的回收量明显下降，可能是长时间高温造成了
２．２
ＭＣｓ提取及样品准备
本实验采用自行改进的沸水浴破碎藻细胞．液液萃取方法提取Ｍｃｓ，对照组采用超声破碎藻细
胞一固相萃取方法。２．２．１铜绿微囊藻样品预处理
将铜绿微囊藻新鲜藻样充分震荡混匀，在４℃，７０００ｒ／ｍｉｎ离心ｌＯｍｉｎ，倒掉上清液，用去离子水洗涤两次，每次洗涤后在４℃，７０００ｒ／ｍｉｎ下离心２ｍｉＩＩ，收集离心后的藻细胞，重新悬浮于５ｍｌ去离子水，作为ＭＣｓ提取样品，待用。
部分ＭＣ．ＬＲ的损失。
喜暑
？ ■
乜
里
３．２沸水浴．液液萃取富集提取方法的优势
以１５ｍｉｎ沸水浴、ＣＣｌ４萃取去除杂后ＭＣｓ的测定结果与标准的超声破碎－甲醇抽提法比较如表２，发现采用沸水浴．ｃＣｌ４萃取抽提出的ＭＣｓ的量与标准方法甲醇抽提出的量相近，但是沸
图ｌ沸水浴时问对Ｍｃｓ提取的影响
水浴一ｃＣｌ４萃取抽提所用的时问（４．６ｈ）明显少于标准抽提方法（１．２ｄ），而且沸水浴一ＣＣｌ４萃取抽提样品的成本比标准方法节省２０元以上。

改性植物单宁对铜绿微囊藻的去除效果与机理

第38卷第2期Vol．38No．2水㊀资㊀源㊀保㊀护Water Resources Protection2022年3月Mar.2022㊀㊀基金项目:中煤长江地质集团(江苏煤炭地质局)科研专项资金(2020-Ⅱ-4);国家自然科学基金(51722902,51979075)作者简介:於昌峰(1986 ),男,高级工程师,硕士,主要从事水环境治理与水文地质研究㊂E-mail:ycf888888@ 通信作者:侯俊(1979 ),男,教授,博士,主要从事水环境保护与生态修复研究㊂E-mail:hjy_hj@DOI :10．3880/j.issn．10046933．2022．02．027改性植物单宁对铜绿微囊藻的去除效果与机理於昌峰1,顾扣泉1,周㊀涛1,孙家兴1,杨梓俊2,3,侯㊀俊2,3(1.江苏煤炭地质勘探三队,江苏常州㊀213017;2.河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,江苏南京㊀210098;3.河海大学环境学院,江苏南京㊀210098)摘要:研究了改性植物单宁(Tanfloc )絮凝对铜绿微囊藻的去除效果㊁影响因素及机理㊂10mg /L 的Tanfloc 投加量下,10min 内即可获得94%的高去除率,而当投加量进一步增加时,去除率反而略有下降㊂Tanfloc 具有较宽的初始pH 值适用范围,在酸性条件下和弱碱性条件下(pH 值不大于9.0),藻去除率均超过90%;而在强碱性条件下(pH 值不小于10.0),藻去除率逐渐下降㊂Tanfloc 在高藻细胞密度(大于4.87ˑ109个/L )下可以获得大于95%的高除藻效果㊂水体pH 值会影响除藻机理,pH 值为5.5㊁8.0和9.5时,电中和㊁静电簇和架桥作用分别是除藻的主要影响因素㊂关键词:改性植物单宁;铜绿微囊藻;絮凝;pH 值;除藻机理中图分类号:X52㊀㊀文献标志码:A㊀㊀文章编号:10046933(2022)02019706Removal effect and mechanism of modified tannin on Microcystis aeruginosa ʊYU Changfeng 1,GU Kouquan 1,ZHOU Tao 1,SUN Jiaxing 1,YANG Zijun 2,3,HOU Jun2,3(1.Jiangsu Geological Prospecting Team Three ,Changzhou213017,China ;2.Key Laboratory of Integrated Regulation and Resources Development on Shallow Lakes of Ministry of Education ,Hohai University ,Nanjing 210098,China ;3.College of Environment ,Hohai University ,Nanjing 210098,China )Abstract :The effect,influencing factors and mechanism of modified tannin (Tanfloc)flocculation to remove Microcystis aeruginosa were studied.At the dosage of 10mg /L Tanfloc,a high algae removal rate of 94%can be obtained within 10minutes,but when the dosage is further increased,the removal rate decreases slightly.Tanfloc has a wide application range of initial pH value.Under acidic and weakly alkaline conditions (pH value not greater than 9.0),the algae removal rate exceeds 90%.Under strong alkaline conditions (pH value is not less than 10.0),the algae removal efficiency decreases gradually.Tanfloc in high algal cell density (greater than 4.87ˑ109cell /L)can obtain a high algae removal rate more than 95%.The pH value of water will affect the algae removal mechanism.When the pH values are 5.5,8.0and 9.5respectively,electric neutralization,electrostatic cluster and bridging effect are the main influencing factors of algae removal.Key words :modified tannin;Microcystis aeruginosa ;flocculation;pH value;removal mechanism㊀㊀蓝藻水华在全球众多国家和地区暴发,有害蓝藻的大量繁殖会影响水体颜色㊁气味,细胞破裂后释放的藻毒素和蛋白质等藻类有机物还会对人体及水生动植物产生不利影响[1-5]㊂絮凝法是治理蓝藻水华的重要应急手段[6-7],然而,目前普遍使用的传统絮凝材料均存在不同的优缺点:无机絮凝剂价格便宜,但铁盐类无机絮凝剂(如硫酸铁㊁聚合硫酸铁)储存和稀释稳定性差,容易产生氢氧化物沉淀,且残留的铁离子有一定的色度,影响水质;铝盐无机絮凝剂(如硫酸铝㊁聚合氯化铝)残留的铝元素会威胁人体健康[8-9];黏土矿物类絮凝剂来源广泛㊁绿色环保,可就地取材,但其投加量高㊁产生污泥过多[10];人工合成高分子絮凝剂(如聚丙烯酰胺)絮凝效果好且性质稳定,但其难以生物降解,合成单体会对水㊃791㊃生生物产生毒性作用,可能对生态系统会造成二次污染㊂而且,上述絮凝材料的絮凝处理效果容易受水体环境变化的影响,极大地限制了絮凝处理技术在蓝藻水华治理中的推广应用㊂近些年,来源广泛㊁成本低廉㊁可生物降解㊁无二次污染的高效天然絮凝剂越来越受到关注㊂植物单宁又名植物多酚,是植物体复杂酚类的次生代谢产物㊂自然界中植物单宁的储量非常丰富,主要存在于植物的皮㊁根㊁叶和果肉中,是仅次于纤维素㊁木质素㊁半纤维素的第四大林副产品㊂由于植物单宁的等电点较低(pH值为2．0~3．0),而藻细胞表面通常呈负电性,所以通常需要进行化学改性才能用于高藻浓度水体的处理㊂通过曼尼希反应将氨基引入到植物单宁的化学结构,可合成具有黄酮类结构的改性植物单宁(Tanfloc)㊂改性之后植物单宁的等电点明显增加(pH值为7．0~8．0),絮凝能力显著提高,在生活污水㊁染料废水和黑臭水体的处理中取得了很好的效果,表现出高效易处理㊁适用处理范围广㊁天然环保可降解㊁无毒无害无二次污染的特点㊂目前Tanfloc絮凝处理高藻浓度水体的相关研究较少,同时尚未见Tanfloc除藻机理的相关研究㊂本文选取一种常见的水华优势藻种铜绿微囊藻作为试验藻种,探索Tanfloc絮凝去除铜绿微囊藻的效果,考察投加量㊁初始pH值和藻细胞密度对絮凝效果的影响,进一步结合絮凝前后藻液Zeta电位变化,阐明Tanfloc除藻机理㊂1㊀试验材料与方法1．1㊀试验材料铜绿微囊藻FACHB-905购于中国科学院淡水藻种库(武汉,中国)㊂在BG-11培养基中培养藻液,培养条件为:温度设为(25ʃ1)ħ,光照强度设为2000lx,光照黑暗比为12hʒ12h㊂培养12d后,取处于对数期的藻细胞作为试验用藻㊂Tanfloc购于尚澄(北京)环保科技有限公司㊂试验中向去离子水中溶解一定量Tanfloc并使用磁力搅拌器在200rpm转速下搅拌30min得到1g/L 的Tanfloc储备液㊂1．2㊀絮凝试验设计取对数期藻液,将其在4000r/min下离心5min 后,弃去上清液,并用NaCl溶液再悬浮成一定浓度的藻悬液㊂絮凝试验在六联搅拌器(ZR4-6,深圳市中润水工业技术发展有限公司,中国)中进行,向600mL烧杯中加入500mL藻悬液,絮凝试验前用0．1mol/L的NaOH和HCl调节pH值,在液面下2cm处取上清液,使用浮游荧光仪(Heinz Walz GmbH,德国)测定初始叶绿素a的质量浓度㊂设定搅拌参数为:200r/min快速搅拌1min,加入不同投加量的Tanfloc,200r/min快速搅拌1min,50r/min 慢速搅拌20min后,静置并开始计时,于液面下2cm 处逐时(0min㊁2min㊁5min㊁10min㊁20min㊁30min㊁60min)取样,再利用浮游荧光仪测定叶绿素a的质量浓度㊂使用英国马尔文仪器有限公司的Zetasizer Nano ZSP测定絮凝前后上清液的Zeta电位及水力学粒径㊂藻细胞去除率计算方法[11-12]为R E=ρ0-ρiρ0ˑ100%(1)式中:R E为藻细胞去除率,%;ρ0为叶绿素a的初始质量浓度,μg/L;ρi为絮凝后不同时间上清液中叶绿素a的质量浓度,μg/L㊂试验过程中,用Tanfloc储备液将投加量梯度设置为:0mg/L㊁10mg/L㊁20mg/L㊁30mg/L㊁50mg/L和100mg/L㊂在初始pH值为8．0㊁藻细胞密度为5．86ˑ109个/L㊁藻细胞去除率达到90%时,需要的最低投加量为Tanfloc絮凝铜绿微囊藻的最佳投加量[13]㊂使用0．1mol/L NaOH和HCl调节藻悬液的初始pH值,其变化范围为5．0~10．0,在最佳投加量㊁藻细胞密度为5．86ˑ109个/L的条件下,研究初始pH值对絮凝过程的影响㊂采获对数期藻细胞并配成不同藻细胞密度的藻液,藻细胞密度梯度设置为0．81ˑ109个/L㊁3．11ˑ109个/L㊁4．87ˑ109个/L㊁5．86ˑ109个/L㊁7．70ˑ109个/L㊁10．38ˑ109个/L,在最佳投加量㊁初始pH值为8．0的条件下,研究藻细胞密度对絮凝过程的影响㊂2㊀结果与分析2．1㊀投加量的影响图1为不同投加量下藻细胞去除率随沉降时间变化㊂可以看出,10mg/L的投加量下,Tanfloc对藻细胞的去除率高达94%,这体现了Tanfloc的高效性,即在低投加量下就可获得较好的去除效果㊂Barrado-Moreno等[14]考察了Tanfloc对铜绿微囊藻㊁蛋白核小球藻㊁四尾栅藻和卵胞藻的去除效果,结果表明10mg/L的投加量下,Tanfloc对4种藻的去除率均高于90%㊂因此,使用10mg/L作为初始投加量以开展后面的试验㊂随着投加量的增加(20mg/L㊁30mg/L㊁50mg/L),藻细胞去除率一直保持较高的水平,即均大于95%㊂这可能是由于适量正电性Tanfloc的投加可以有效中和藻细胞表面的负电荷,破坏藻细胞的分散稳定性,引起藻细胞团聚并形成含藻絮体,在重力作用下沉降㊂但当投加量进一步增加后(100mg/L),藻细胞去除率下降到㊃891㊃63．84%,原因可能是过量投加后,不能被中和的正电性Tanfloc 在藻液中积累,静电排斥作用使藻液再稳定,影响了去除效果[15]㊂图1㊀不同投加量下藻细胞去除率随沉降时间变化Fig.1㊀changes of algal removal rate with sedimentationtime under different dosage2．2㊀初始pH 值的影响初始pH 值是絮凝除藻过程的重要影响因素,图2为不同初始pH 值下藻细胞去除率的变化㊂可以看出,絮凝除藻过程明显受初始pH 值的影响,在酸性和中性条件下,Tanfloc 对藻细胞均有很好的絮凝去除效果㊂在pH 值为5．0时,藻细胞去除率为70．67%;pH 值为7．0时,藻细胞去除率高达95．27%㊂在碱性条件下,絮凝效果有所不同,弱碱性条件下,Tanfloc 表现出较好的絮凝效果,但在强碱性条件下,絮凝效果明显下降㊂pH 值为8．0时,藻细胞去除率为93．29%,而pH 值增加到10．0时,去除率只有不到11%㊂这可能是由不同水体pH 值引起Tanfloc 表面电荷的差异所致㊂如图3所示,Tanfloc 的零电势点在pH 值为8．1左右,而在较宽的pH 值范围内,藻细胞表面都呈现负电性㊂因此,酸性和中性条件下,由于水体pH 值低于零电势点,此时Tanfloc 的表面呈现正电性,Tanfloc 可以在静电引力的作用下大量结合负电性的藻细胞;而在强碱性条件下,水体pH 值远高于零电势点,导致Tanfloc 表面带负电荷,由于静电斥力,Tanfloc 难以结合藻细胞,引起藻细胞去除率的下降㊂Wang 等[16]研究了Q-TN 对铜绿微囊藻的去除效果,结果发现pH 值为6．0时,藻细胞去除率高达97%,而当pH 值增加到9．0后,相同投加量下藻细胞去除率快速降到不足10%,分析pH 值对Zeta 电位的影响发现,pH 值为6．0时,Q-TN 的Zeta 电位为+19．4mV,而pH 值为9．0时,Zeta 电位变为负值㊂这与本研究的情况类似㊂本研究中,虽然水体pH 值为9．0时略高于零电势点,但藻细胞去除率仍高于90%,这可能是Tanfloc 的分子量较高的原因㊂当水体pH 值略高于零电势时,Tanfloc 表面负电荷的电荷量较小,㊀㊀㊀㊀㊀㊀图2㊀不同初始pH 值下的藻细胞去除率Fig.2㊀Algal removal rate at different initial pHvalues图3㊀不同pH 值下Tanfloc 及铜绿微囊藻细胞的Zeta 电位Fig.3㊀Zeta potential of Tanfloc and Microcystisaeruginosa cells at different pH valuesTanfloc 与藻细胞间的排斥作用较小,同时由于Tanfloc 是一种天然大分子絮凝剂,其可以通过架桥作用絮凝去除藻细胞㊂此时,架桥作用强于静电排斥作用,可以抵消静电斥力对絮凝过程的不利影响,所以在pH 值为9．0时Tanfloc 仍有较好的絮凝表现㊂太湖等天然湖泊水华暴发时的水体pH 值为7．5~9．3[15],可见,Tanfloc 的高效除藻区间(pH 值为5．0~9．0)能够满足实际湖泊的pH 值使用要求,Tanfloc 可以用于天然湖泊蓝藻水华的应急处理㊂2．3㊀藻细胞密度的影响图4为不同藻细胞密度下藻细胞去除率的变化情况㊂可以看出,在较低的藻细胞密度(0．81ˑ109个/L)下,获得了较低的藻细胞去除率(68%)㊂随着藻细胞密度的增加,去除率先明显增加随后保持不变,当藻细胞密度小于4．87ˑ109个/L,藻细胞去除率和藻细胞密度呈线性关系㊂当藻细胞密度为4．87ˑ109个/L 时,去除率超过了90%;进一步增加到10．38ˑ109个/L 时,去除率高达95%㊂原因可能是低藻细胞密度下,Tanfloc 相对过量,进入水体后大量包覆在藻细胞表面,藻液在静电斥力的作用下呈稳定状态,导致此时去除率较低㊂随着藻细胞密度的增加,更多的藻细胞可以去中和Tanfloc 表面的㊃991㊃正电荷,导致去除率的提高㊂进一步地,藻细胞数量相对较多时,架桥作用可以使Tanfloc 结合更多数量的藻细胞,所以藻去除率没有明显下降㊂图4㊀不同藻细胞密度下的藻细胞去除率Fig.4㊀Algal removal rate at different cell densitiesBarrado-Moreno 等[14]研究了藻细胞密度对Tanfloc 絮凝去除卵胞藻㊁蛋白核小球藻㊁铜绿微囊藻和四尾栅藻的影响,结果表明卵胞藻细胞质量浓度由5μg /L 增加到60μg /L 时,其去除率也由20%左右明显增加到接近80%;其他3种藻细胞质量浓度由3μg /L 增加到20μg /L 时,其去除率分别由50%㊁30%和30%增加到90%以上,藻细胞质量浓度进一步增加到80μg /L,去除率保持不变㊂这一结论与本研究类似,因此,Tanfloc 更适用于处理较高藻细胞密度的水体,而蓝藻水华暴发时藻细胞密度大约为106~107个/L [17],可以使用Tanfloc 进行应急处理㊂2．4㊀絮凝机理研究表明pH 值会影响絮凝除藻的机制,即在不同的pH 值条件下,絮凝除藻的机理可能不同㊂为了研究Tanfloc 絮凝除藻的主要作用方式,考察了不同pH 值条件下藻细胞去除率和Zeta 电位随投加量的变化(图5)㊂另外,由于Tanfloc 的分子链也会影响絮凝除藻的表现和机制,同时研究了Tanfloc 的流体动力学半径随pH 值的变化(图6)㊂由图5可见,在pH 值为5．5时,由于静电排斥作用,正电性的Tanfloc 的流体动力学半径较大,导致Tanfloc 分子链完全伸展㊂此时Tanfloc 完全舒展的分子链和表面大量的正电荷都有助于藻细胞的去除[17]㊂可以看到,最佳投加量对应的Zeta 电位正好接近零电势点,而Tanfloc 过量投加后Zeta 电位发生反转,这表明电中和是酸性水体中Tanfoc 的主要除藻机制㊂絮凝过程中,在静电作用下舒展的Tanfloc 分子链与负电性藻细胞相互靠近,Tanfloc 逐渐中和藻细胞的负电荷并附着在表面㊂当藻细胞表面被完全覆盖后达到静电平衡状态,此时失稳的藻细胞发生聚集形成较大絮体沉降下来㊂在pH 值为8．0时,(a)pH 值为5．5(b)pH 值为8．0(c)pH 值为9．5图5㊀不同pH 值条件下藻细胞去除率和Zeta 电位随投加量的变化Fig.5㊀Changes of algal removal rate and Zeta potential with dosage at different pHvalues图6㊀不同pH 值条件下Tanfloc 的流体力学半径Fig.6㊀Hydrodynamic radius of Tanflocat different pH values㊃002㊃此时pH值接近Tanfloc的零电势点,Tanfloc分子链间几乎没有排斥作用,容易发生卷曲缠绕,导致流体动力学半径下降㊂另外,此时Tanfloc残留的正电荷驱使其向负电性藻细胞靠近,并黏附在藻细胞表面,最后Tanfloc在藻细胞表面不均匀附着,这导致藻细胞表面正电区和负电区共存,随后不同藻细胞间的正负电区在静电作用下相互靠近发生聚集沉降㊂进一步地,该条件下最佳投加量对应的Zeta电位略小于0,过量投加后发生反转,表明静电簇作用是此时絮凝除藻的主要机制㊂在pH值为9．5时,Tanfloc 表面负电荷明显增加,受排斥作用影响,Tanfloc分子链的流体动力学半径增加,结构完全伸展㊂但是,此时Tanfloc和藻细胞的表面均为负电性,由于静电排斥作用,藻细胞去除率略有下降,最佳投加量明显增加㊂进一步地,最佳投加量对应的Zeta电位远小于0,过量投加后并没有发生反转,这是由于水体中正电荷不足,但絮凝表现没有明显下降,这可以由架桥作用来解释㊂水力搅拌驱使藻细胞通过范德华力和氢键吸附到Tanfloc分子链上,Tanfloc在藻细胞间起到架桥作用达到除藻的效果,而静电排斥作用不足以抵消这种作用㊂但是由于Tanfloc的分子量有限,在架桥作用为主要絮凝机理的碱性水体中,除藻效果有所下降㊂Wang等[16]研究了胺甲基化和季铵盐化两种Tanfloc的絮凝除藻机制,结果表明,电中和作用不是唯一机理,架桥作用也发挥着重要作用,这与本研究结果类似㊂整体上看,当水体pH值较低时, Tanfloc表面的高正电性促使其与负电性藻细胞发生快速的电中和;随着水体pH值的增加,Tanfloc表面的正电性有所下降,与藻细胞之间的静电作用也有所减弱;当水体pH值进一步增加,超过Tanfloc 的零电势点后,静电吸引变为静电排斥,静电作用反而阻碍絮凝的发生,此时架桥作用逐渐从次要作用变为主要作用㊂因此,絮凝过程是静电作用与架桥作用共同影响的结果㊂3㊀结㊀论a.10mg/L的低投加量下,Tanfloc即可获得94%的高藻细胞去除率,随着投加量的进一步增加,藻去除率反而略有下降㊂b.Tanfloc在较宽的初始pH值范围内均可高效除藻㊂在酸性条件下和弱碱性条件下(pH值不大于9．0),Tanfloc可以高效絮凝去除铜绿微囊藻细胞,这使得Tanfloc适用于天然湖泊水华暴发时的水体处理(水体pH值为7．1~9．3);而在强碱性条件下(pH值不小于10．0),藻去除率明显下降㊂c.藻细胞密度会影响藻细胞去除效果㊂Tanfloc在高藻细胞密度(大于4．87ˑ109个/L)下可以获得更好的除藻效果㊂d.pH值会影响絮凝除藻机理,pH值为5．5㊁8．0和9．5时,电中和㊁静电簇和架桥作用分别是主要的絮凝除藻机制㊂参考文献:[1]CHA Y K,CHO K H,LEE H,et al.The relativeimportance of water temperature and residence time inpredicting cyanobacteria abundance in regulated rivers[J].Water Research,2017,124:11-19.[2]XIONG W,TANG Y,SHAO C,et al.Prevention ofcyanobacterial blooms using nano-silica:abiomineralization-inspired strategy[J].EnvironmentalScience&Technology,2017,51(21):12717-12725. [3]任梦甜,陈荣,雷振,等.铜绿微囊藻增殖与产毒过程中的氮磷限制与主控因子研究[J].水资源保护,2019,35(5):102-107.(REN Mengtian,CHEN Rong,LEI Zhen,etal.Nitrogen and phosphorus restriction and maincontrolling factors in proliferation and toxicity productionof Microcystis aeruginosa[J].Water Resources Protection, 2019,35(5):102-107.(in Chinese))[4]王举,陈荣,陈静,等.铁在不同磷源条件下对铜绿微囊藻生长与产毒的影响[J].水资源保护,2019,35(1): 87-94.(WANG Ju,CHEN Rong,CHEN Jing,et al.Effectof iron on growth and toxicity in production of Microcystisaeruginosa under different phosphorus sources[J].WaterResources Protection,2019,35(1):87-94.(in Chinese)) [5]倪利晓,陈春明,马艳艳.镉胁迫对铜绿微囊藻的抑制作用及营养盐浓度对其的减缓效应[J].水资源保护, 2017,33(6):96-101.(NI Lixiao,CHEN Chunming,MAYanyan.Inhibitory effects of cadmium stress on Microcystisaeruginosa and the alleviation effects of nutrientconcentrations[J].Water Resources Protection,2017,33(6):96-101.(in Chinese))[6]LU X Q,CHEN Z,YANG X.Spectroscopic study ofaluminium speciation in removing humic substances by Alcoagulation[J].Water Research,1999,33(15): 3271-3280.[7]SENGCO M R,ANDERSON D M.Controlling harmfulalgal blooms through clay flocculation[J].Journal ofEukaryotic Microbiology,2004,51(2):169-172. [8]宋力.絮凝剂在水处理中的应用与展望[J].工业水处理,2010,30(6):4-7.(SONG Li.Application offlocculants to water treatment and its forecast[J].Industrial Water Treatment,2010,30(6):4-7.(inChinese))[9]YANG Z,YAN H,YANG H,et al.Flocculationperformance and mechanism of graphene oxide for removal㊃102㊃of various contaminants from water[J].Water Research,2013,47(9):3037-3046.[10]郑怀礼,刘克万.无机高分子复合絮凝剂的研究进展及发展趋势[J].水处理技术,2004,30(6):315-319.(ZHENG Huaili,LIU Kewan.Research progress and development trendofinorganicpolymercompositeflocculants[J].Echnology of Water Treatment,2004,30(6):315-319.(in Chinese))[11]PAN G,ZHANG M M,CHEN H,et al.Removal ofcyanobacterial blooms in Taihu Lake using local soils.I.Equilibrium and kinetic screening on the flocculation of Microcystis aeruginosa using commercially available claysand minerals[J].Environmental Pollution,2006,141(2):195-200.[12]ZOU H,PAN,G,CHEN,H,et al.Removal ofcyanobacterial blooms in Taihu Lake using local soils Ⅱ.Effective removal of Microcystis aeruginosa using local soilsandsedimentsmodifiedbychitosan [J ].Environmental Pollution,2006,141(2):201-205.[13]HOU J,YANG Z,WANG P,et al.Changes in Microcystisaeruginosa cell integrity and variation in microcystin-LR and proteins during Tanfloc flocculation and floc storage[J ].Science of the Total Environment,2018,626:264-273.[14]BARRADO-MORENO M M,BELTRAN-HEREDIA J,MARTIN-GALLARDO J.Microalgal removal with natural coagulants[J].Phycologia,2016,55(6):688-695.[15]郭文景,符志友,汪浩,等.水华过程水质参数与浮游植物定量关系的研究:以太湖梅梁湾为例[J].中国环境科学,2018,38(4):1517-1525.(GUO Wenjing,FU Zhiyou,WANG Hao,et al.The quantitative relation of aquatic parameters and phytoplankton biomass in the process of algal blooms:the case of Meiliang Bay in TaihuLake[J].China Environmental Science,2018,38(4):1517-1525.(in Chinese))[16]WANG D,PILLAI S C,HO S H,et al.Plasmonic-based nanomaterials for environmental remediation[J].Applied Catalysis B:Environmental,2018,237:721-741.[17]ROSELET F,BURKERT J,ABERU P C.Flocculation ofNannochloropsis oculata using a tannin-based polymer:bench scale optimization and pilot scale reproducibility[J].Biomass &Bioenergy,2016,87:55-60.(收稿日期:2021-02-20㊀编辑:王芳)ʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏʏ(上接第196页)[21]HAMRICK J M.A three-dimensional environmental fluiddynamics computer code:theoretical and computational aspects[R].Virginia:The College of William and Mary,Virginia Institute of Marine Science,1992.[22]余昭辉,夏建新,任华堂.黄河甘宁蒙河段突发水污染事故预警模型[J].人民黄河,2014,36(4):37-40.(YU Zhaohui,XIA Jianxin,REN Huatang.Water pollution accident emergency response and early-warning model in Gansu-Ningxia-Inner Mongolia Section of the Yellow River [J].Yellow River,2014,36(4):37-40.(in Chinese))[23]易雨君,侯传莹,唐彩红.澜沧江中游河段中国结鱼栖息地模拟[J].水利水电技术,2019,50(5):82-89.(YI Yujun,HOUChuanying,TANGCaihong.Habitatsimulation of Tor sinensis in middle reaches of LancangRiver[J].Water Resources and Hydropower Engineering,2019,50(5):82-89.(in Chinese))[24]黄福江,马秀慧,叶超.中国结鱼性腺发育的组织学观察[J].四川动物,2013,32(3):406-409.(HUANG Fujiang,MA Xiuhui,YE Chao.Observation on the gonadaldevelopment of Tor sinensis [J].Sichuan Zoology,2013,32(3):406-409.(in Chinese))[25]CLARKE K R,WARWICK R M.Change in marinecommunities:an approach to statistical analysis andinterpretation[M].Plymouth:PRIMER-E,2001.[26]SIEN J P,HERRICKS E E.Investigating the causes of fishcommunity change in the Dahan River(Taiwan)using anautecology matrix [J ].Hydrobiologia,2006,568(1):317-330.[27]曹龙智.济南市鱼类功能群及其与水环境因子的关系[J].水资源保护,2019,35(1):79-86.(CAO Longzhi.Fish functional groups and their relationship with water environmental factors in Jinan City[J].Water ResourcesProtection,2019,35(1):79-86.(in Chinese))[28]郑从奇,武玮,魏杰,等.黄河下游支流大汶河鱼类多样性及影响因子分析[J].水资源保护,2020,36(6):31-38.(ZHENG Congqi,WU Wei,WEI Jie,et al.Fish diversity and its influencing factors in the Dawen River,a tributary of the lower Yellow River[J].Water Resources Protection,2020,36(6):31-38.(in Chinese))[29]孙嘉宁.白鹤滩水库回水支流黑水河的鱼类生境模拟研究[D].杭州:浙江大学,2013.[30]英晓明.基于IFIM 方法的河流生态环境模拟研究[D].南京:河海大学,2006.[31]BOVEE K D.Guide to stream habitat analysis using the instream flow incremental methodology[R].Washington,D.C.:USDI Fish and Wildlife Service,1982.[32]DING Chengzhi,JIANG Xiaoming,WANG Lieen,et al.Fish assemblage responses to a low-head dam removal inthe Lancang River [J].Chinese Geographical Science,2019,29(1):26-36.(收稿日期:2020-11-10㊀编辑:王芳)㊃202㊃。

一株铜绿微囊藻抑藻菌的分离鉴定及其抑藻特性研究的开题报告

一株铜绿微囊藻抑藻菌的分离鉴定及其抑藻特性研
究的开题报告
一、研究背景及意义
随着水库、河流等水源污染的加剧，藻类水华事件越来越频繁，对水质造成极大的危害。

而传统的藻类防治手段如化学药剂、物理除藻等存在安全隐患和环境污染等问题，因此探索新的、安全、绿色的藻类防治途径成为了迫切需要解决的问题。

近年来，研究表明微生物在生态系统的物质和能量转换中起着至关重要的作用，其对水体中藻类的生长和繁殖具有一定的影响，因此开展抑藻微生物的研究，具有一定的理论和应用价值。

二、研究目的
本研究旨在从水体中分离到对铜绿微囊藻具有抑制作用的微生物，并对其进行鉴定及抑藻特性的研究，为探索可持续有效的藻类防治方法提供理论和实践依据。

三、研究内容及方法
1. 采集不同水体的样品，通过培养、分离纯化、形态特征、生理生化特性、16S rDNA序列分析等手段鉴定抑藻菌种类；
2. 采用平板法或管束法研究所分离到的抑藻菌对铜绿微囊藻的抑制效果；
3. 对抑藻菌体外代谢产物进行初步鉴定；
4. 探究抑藻菌对不同水体中的藻类的抑制效果，分析其差异性；
5. 探讨抑藻菌对水质的影响及其可能的生态风险。

四、预期结果
通过本研究，预计可以分离鉴定到具有抑制铜绿微囊藻作用的微生物，并初步研究其体外代谢产物、对不同水体藻类的抑制效果及其可能
的生态风险，为探索可持续、有效的藻类防治手段提供理论和实践依据。

五、研究意义
本研究将探索一种新的、绿色、环保、生态友好的藻类防治手段，
为解决我国水体污染和藻类水华问题提供一种新思路和新方法。

同时，
研究结果还将为水体生态系统和环境监管提供科学依据。

四羟甲基硫酸磷4大最新用途简介

昆山联雄工业材料有限公司
Kunshan Coonit Industrial Materials Co., Ltd
四羟甲基硫酸磷THPS 4大最新用途
优质高效75%四羟甲基硫酸磷环保型杀菌剂在国内的应用取得了突破性进展。

目前国内客户群主要在以下两个方面大力使用四羟甲基硫酸磷作为高效首选杀菌剂。

1，海底石油开采中，几大国有企业正大量使用四羟甲基硫酸磷THPS作为杀菌剂、微生物杀灭剂和阻垢剂。

在渤海、东海、南海等海域每年正逐步大量使用。

2，近2年在国内养鱼养虾等水草养殖行业，我公司生产的四羟甲基硫酸磷也被广西、山东、河南、福建等地的养殖大户作为水底改良剂、除恶臭、净化水质而大量使用。

据说明显提高了鱼虾等的存活率，还极大提高了其品质。

3，在防腐领域也逐步开始应用推广。

我司权威客户已经把四羟甲基硫酸磷开发成了非常成功的防腐剂，例如木制品防腐领域正逐步展开。

4，垃圾防臭杀生剂。

如何杀灭垃圾中的有害生物，减少垃圾恶臭的产生是目前全球公认的比较难以治理的严峻问题。

目前四羟甲基硫酸磷正被广泛使用在处理垃圾杀菌防臭方面。

由于四羟甲基硫酸磷有着如此众多的优点，我们相信它一定会越来越多的被大量使用在工业生产等领域。

目前四羟甲基硫酸磷价格处于历史最好时期，也是低价采购进货的最好时机。

《小檗碱对铜绿微囊藻和蛋白核小球藻抑藻效应的差异及其机理研究》

《小檗碱对铜绿微囊藻和蛋白核小球藻抑藻效应的差异及其机理研究》一、引言随着水体富营养化问题的日益严重，藻类过度繁殖引发的水华现象已成为全球性的环境问题。

小檗碱作为一种具有广泛生物活性的化合物，近年来在抑藻领域受到了广泛关注。

本文旨在探讨小檗碱对两种常见藻类——铜绿微囊藻和蛋白核小球藻的抑藻效应差异及其作用机理。

二、研究方法1. 材料与试剂小檗碱购自XX公司，铜绿微囊藻和蛋白核小球藻均来自XX实验室培养。

实验所用试剂均为分析纯。

2. 实验方法（1）培养条件：在相同的光照、温度和pH条件下，分别培养铜绿微囊藻和蛋白核小球藻至对数生长期。

（2）小檗碱处理：将小檗碱以不同浓度梯度（如0.1mg/L、1mg/L、10mg/L）分别加入铜绿微囊藻和蛋白核小球藻的培养液中，观察其生长情况。

（3）数据分析：通过显微镜观察并记录两种藻类的生长情况，采用统计分析法比较不同浓度小檗碱对两种藻类生长的影响。

三、实验结果1. 小檗碱对铜绿微囊藻和蛋白核小球藻生长的影响实验结果显示，小檗碱对两种藻类的生长均具有抑制作用，但抑制程度存在差异。

在相同浓度下，小檗碱对铜绿微囊藻的抑制作用更为显著，而对蛋白核小球藻的抑制作用相对较小。

随着小檗碱浓度的增加，两种藻类的生长抑制率均呈上升趋势。

2. 小檗碱抑藻机理探讨通过对两种藻类细胞形态、生理生化指标及基因表达等方面的研究，发现小檗碱主要通过破坏细胞膜结构、抑制光合作用和呼吸作用等途径来抑制两种藻类的生长。

然而，对于铜绿微囊藻和蛋白核小球藻，小檗碱的作用机制可能存在差异，这可能与两种藻类的细胞结构、生理特性和基因表达等方面的差异有关。

四、讨论1. 小檗碱对不同藻类抑藻效应的差异小檗碱对铜绿微囊藻和蛋白核小球藻的抑藻效应存在差异，这可能与两种藻类的生理特性和对环境因素的响应有关。

铜绿微囊藻具有较强的光合作用能力和适应能力，但同时也更容易受到环境因素的影响而发生突变，因此更容易受到小檗碱的抑制作用。

四环素对铜绿微囊藻光合作用和抗氧化酶活性的影响

四环素对铜绿微囊藻光合作用和抗氧化酶活性的影响姜蕾;陈书怡;尹大强【摘要】以铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)为试验材料,研究了四环素暴露对铜绿微囊藻光合作用和抗氧化酶活性的影响.结果显示,0.80～35.00 mg·L-1四环素暴露胁迫4 d时,铜绿微囊藻的叶绿素荧光和潜在最大电子传递速率(Re,t,max)受到抑制,抑制作用随ρ(四环素)的增加而增强,最大抑制率分别为39.95%和44.08%;暴露7 d时,2者最大抑制率分别升高至59.48%和91.90%.抗氧化酶系统也受到四环素的影响,暴露4和7 d时,超氧化物歧化酶(SOD)活性分别下降30.36% ～35.92%和25.03% ～35.51%,不同四环素浓度组间差异不显著;过氧化物酶(POD)活性升高,在7 d内呈现诱导现象.可见,四环素暴露能够阻碍铜绿微囊藻光合作用,破坏抗氧化酶系统平衡,抑制藻类生物量的增长.【期刊名称】《生态与农村环境学报》【年(卷),期】2010(026)006【总页数】4页(P564-567)【关键词】四环素;铜绿微囊藻;光合作用;抗氧化酶【作者】姜蕾;陈书怡;尹大强【作者单位】同济大学环境科学与工程学院/长江水环境教育部重点实验室,上海,200092;同济大学环境科学与工程学院/长江水环境教育部重点实验室,上海,200092;同济大学环境科学与工程学院/长江水环境教育部重点实验室,上海,200092【正文语种】中文【中图分类】X171.5抗生素具有杀菌作用,作为人畜药物及动物生长促进剂被广泛使用,在保障人类健康和促进畜牧业发展上起到重要作用。

然而,抗生素的滥用、含药人畜粪尿和污水的不合理排放,导致大量抗生素进入水环境。

目前,世界上许多地区,包括我国长江三角洲、珠江三角洲等地区的地表水、地下水、畜禽水产养殖废水中都可检出抗生素[1-2]。

抗生素污染已成为近年来国际上继POPs之后的又一个研究热点。