化學氧化劑對水華藍藻的控制研究

陳 超,范 帆,史小麗,陽 振,陳開寧,黎云祥

化學氧化劑對水華藍藻的控制研究

陳 超1,2,3,范 帆1,3,史小麗1*,陽 振1,陳開寧1,黎云祥2

(1.中國科學院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環境國家重點實驗室,江蘇 南京 210008；2.西華師范大學環境科學與工程學院,四川 南充 637009；3.中國科學院大學,北京 100049)

對比了過氧化氫(H2O2)、高鐵酸鉀(K2FeO4)和過碳酸鈉(Na2CO4)3種氧化劑對自然水體中群體藍藻生長和光合活性的影響.結果發現,3種氧化劑對藍藻均有快速的抑制效應,且隨著氧化劑濃度的增加抑制效果增強.相同氧化劑濃度下,H2O2對水華藍藻的去除能力強于K2FeO4和Na2CO4,對藍藻光合系統II的最大光量子產量(F/F)和有效光量子產量(F’/F’)的抑制效果也更顯著.H2O2對不同濃度水華藍藻的控制實驗結果表明,初始藻細胞濃度對H2O2控藻效果影響較大,細胞密度越大,H2O2降解率增加,抑藻效果急劇下降.當初始藻密度為10μg/L和100μg/L,5mg/L H2O2的48h降解率分別為64.9 %和97.5 %,對藻細胞F/F的抑制率分別為10%和1%.因此,實施H2O2控制藍藻水華的措施應該盡量在藍藻水華形成早期,即藻密度較低的時候使用.

藍藻水華；氧化劑；過氧化氫；光合活性

水體富營養化是目前我國湖泊、水庫及河流面臨的主要環境問題之一.藍藻水華常伴隨水體富營養化發生,對水生態環境帶來了嚴重的負面影響,并阻礙了社會經濟的發展[1],2007年太湖藍藻水華甚至導致了“無錫飲用水危機事件”[2].削減水體營養鹽是治理藍藻水華的重要手段,但營養鹽的內循環使其難以達到預期目標,藍藻水華依然肆虐[3-5].在局部敏感水域,需要采取應急措施對藍藻水華進行有效控制.添加殺藻劑直接去除水中的藍藻細胞以防止形成水華,是常見的一種控藻方式[6].

化學氧化劑過氧化氫(H2O2)、高鐵酸鹽(K2FeO4)以及過碳酸鈉(Na2CO4)能高效去除水中的藍藻,并且不會引入或產生有毒有害物質,被認為是環境友好型控藻劑,具有一定的應用前景[7-11].但是,浮游藻類的種類、形態及初始密度直接影響氧化劑的控藻效果.H2O2抑制藍藻生長的最低有效濃度僅為抑制真核藻類生長的十分之一,且群體藍藻對氧化劑的抵抗能力強于單細胞藍藻[12-13];隨著初始藻細胞濃度的增加,氧化劑滅活藻細胞的能力顯著下降[14-15].這可能是不同控藻研究中最低有效氧化劑濃度存在差異的主要原因.在藍藻密度較低的復蘇階段,僅需10mg/L H2O2能去除水柱中53.2 %的藻細胞,遠低于高藻密度下所需的最低氧化劑濃度60mg/L[16-18].

自然水體中,藍藻水華的發展是一個藻密度和生物量逐漸增加的漸進過程,整個過程可以用模型預測[19].目前已有研究指出在水華形成前施用控藻劑在有效除藻的同時,降低了實施成本[18].但藍藻密度對H2O2控藻效果的影響,還缺乏相應的研究.明確不同藻密度背景下,H2O2抑制以微囊藻為主的群體藍藻生長的最低有效濃度,對于選擇合適的控藻時機具有重要的意義.本研究首先對比了H2O2、K2FeO4及Na2CO43種氧化劑對自然水體中以微囊藻為主的藍藻群體的去除效果,篩選出相對高效的控藻劑,然后探索藻密度對H2O2降解率及控藻效果的影響,以期為優化H2O2控藻方案提供理論依據.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

過氧化氫(30%)、過碳酸鈉、二甲基亞砜(DMSO)、對硝基苯硼酸、碳酸、碳酸氫鈉均為分析純,購置于國藥集團化學試劑有限公司.高鐵酸鉀(純度大于95%)為暗紫色光澤粉末,購置于湖北銀河化工有限公司.

群體藍藻用25#浮游生物網采集于2016年7月太湖梅梁灣灣口處,避光置于聚乙烯材料開口瓶中并原位采集湖水,于24h內帶回實驗室.經顯微鏡鏡檢后,微囊藻為群體藍藻的主要優勢種屬.

1.2 實驗方法

1.2.1 H2O2、K2FeO4和Na2CO4抑藻效果比較,將群體藍藻按照25μg/L初始葉綠素濃度添加至500mL錐形瓶,培養于光照培養箱.培養液為:GF/C (Whatman)濾膜過濾后的湖水;培養條件為:光強20μmol photons/(m2×s),溫度25℃,光暗比12h:12h.分別添加0, 5, 20, 50mg/L H2O2, K2FeO4, Na2CO4至錐形瓶中,每個氧化劑濃度設置3個平行,于添加氧化劑后12, 24, 48, 72h取樣測定水中葉綠素濃度和藍藻光合活性,每個取樣時間獨立取3份樣品進行分析,為避免取樣體積和取樣效應影響,取樣時先加入固定濃度的抗壞血酸或硫代硫酸鈉終止氧化反應[20].

1.2.2 藍藻密度對H2O2控藻效果影響,將群體藍藻按照10, 20, 50, 100μg/L初始葉綠素濃度添加至500mL錐形瓶中,分別添加0, 5, 20, 50mg/L H2O2至錐形瓶中,每個濃度設置3個平行,于2, 8, 24, 48, 72h取樣分析水中葉綠素濃度和藍藻光合活性.培養條件與取樣方式同實驗1.2.1.

1.3 分析方法

1.3.1 樣品分析,葉綠素(Chlorophyll, Chl-):過濾20mL水樣(Whatman,GF/C),濾膜用90%的丙酮溶液磨成勻漿,轉入10mL離心管中于4℃黑暗條件下靜置8~10h,混勻后離心10min,收集上清液,用熒光分光光度計(RF-5301PC, Sahimadzu Corporation, Japan)進行測定.

光合活性:取5mL水樣于離心管中,經15min暗適應后用Phyto-PAM(Walz, Germany)測定.首先打開測量光,儀器檢測到最小熒光0,隨后打開飽和脈沖,得到最大熒光F,(F-0)即為可變熒光F,F與F的比值(F/F)即為光系統PS II的最大光量子產量,該值反映了浮游植物的潛在最大光合效率;水樣不經過暗適應,用Phyto-PAM測定其最小熒光0’和最大熒光F’,求得浮游植物實際光量子產量F’/F’[21].

H2O2濃度的測定:用DMSO將對硝基苯硼酸配置成100mM的母液,用碳酸/碳酸氫鈉緩沖液(pH=9, 150mM)將母液稀釋成2mM的使用液待用,避光保存.將H2O2標準溶液設置為0, 0.4, 2, 4, 10, 20mg/L的濃度梯度,分別加入使用液反應20min,在紫外分光光度計406nm處比色,獲得標準曲線.取2mL樣品過濾至已含有等體積的使用液的比色管中,反應20min,按照上述條件比色,根據標準曲線求得樣品中H2O2的濃度[15,22].

1.3.2 數據分析,所有數據經Excel 2007處理后,用Origin 8.5進行作圖,利用SPSS 20進行組間差異分析(ANOVA),<0.05表示顯著性差異.H2O2降解率按照以下公式計算:

降解率(%)=(1-N/0)×100

式中:N和0分別表示時刻和0時刻H2O2的濃度.

2 結果

2.1 氧化劑控藻效果比較

2.1.1 水柱中葉綠素濃度 低濃度(5mg/L)氧化劑對群體藍藻葉綠素的去除率并不高,甚至觀察到K2FeO4處理組葉綠素濃度在24~72h內高于對照組的現象,這可能是因為K2FeO4在低pH條件下會快速分解,實際作用濃度遠低于5mg/L,而群體藍藻胞外有機物具有清除氧化劑的作用,保護藻細胞不受傷害.當氧化劑濃度大于20mg/L時,水柱中葉綠素濃度隨著與氧化劑接觸時間的增加而明顯下降,且H2O2對水柱中藍藻的控制效果優于K2FeO4和Na2CO4.但是,值得注意的是,20mg/L和50mg/L H2O2對葉綠素的去除率相近,數值范圍分別為32.5%~ 84.5%和33.9%~81.9%(圖1).

圖1 不同濃度氧化劑對水柱中Chl-a的影響

2.1.2 藍藻的最大光量子產量(F/F)和實際光量子產量(F’/F’) 對照水柱中群體藍藻的F/F和F’/F’值在實驗過程中呈逐漸增加的趨勢,而氧化劑的添加抑制了藍藻的光合活性,甚至在50mg/L H2O2處理組觀察到F/F和F’/F’值趨于0的現象,且在72h內無恢復趨勢.但是,K2FeO4和Na2CO4僅暫時的抑制了藍藻的光合活性,其F/F和F’/F’的值在24~72h內呈現逐漸恢復的趨勢(圖2).

2.2 藍藻密度對過H2O2控藻效果的影響

2.2.1 初始藻細胞密度對H2O2除藻效果及抑制藍藻光合活性能力的影響 隨著藍藻密度的增加,H2O2對水柱中群體藍藻的去除效果逐漸減弱.當藍藻密度小于20μg/L時,5mg/L H2O2能有效去除水柱中葉綠素濃度,48h時的最大去除率為64.8 %,而當藍藻密度大于50μg/L,則需H2O2濃度達到20mg/L以上時才能有效降低水柱中葉綠素濃度(圖3A).

對照組水柱中群體藍藻的光合活性在培養時間內呈逐漸增加的趨勢,而H2O2的添加抑制了藍藻的光合活性.但是,這種抑制能力隨著藍藻密度的增加而逐漸降低.如5mg/L H2O2對初始藍藻密度為10μg/L和100μg/L處理組的最大光量子產量的48h抑制率分別為10%和1%(圖3B).

2.2.2 20mg/L H2O2對不同藻細胞密度葉綠素及光合活性的影響,隨著與H2O2接觸時間的增加,初始藍藻密度為10~50μg/L處理組水柱中葉綠素濃度逐漸下降,至72h時達到最低值;而當藍藻密度達到100μg/L,20mg/L H2O2在前24h能夠顯著去除水柱中的葉綠素,24~72h內則無明顯變化(圖4A).

值得注意的是,藍藻密度對H2O2控藻的時效性存在一定的影響,隨著培養時間的增加,20mg/L H2O2處理組水柱中藍藻的F/F值呈現逐漸恢復的趨勢,且初始藍藻密度越高,該趨勢越明顯(圖4B).

2.2.3 H2O2的降解 隨著藍藻密度的增大,H2O2的降解率逐漸增加.5mg/L H2O2在藍藻密度為10μg/L和100μg/L處理組水柱中的48h降解率分別為64.9%和97.5%(圖5A).值得注意的是,值得注意的是,20mg/L H2O2在48h后基本能夠完全降解,所有處理組中均未檢測出其濃度(圖5B).

3 討論

3.1 氧化劑控藻效果對比

葉綠素是水體浮游植物的主要光合色素,常見的有葉綠素、和.葉綠素存在于所有的浮游植物中,是估算浮游植物生物量的重要指標[23-24].本文也以葉綠素的濃度來代表水柱中藍藻的生物量.添加5~50mg/L氧化劑72h后,水柱中葉綠素的濃度均顯著低于對照組(<0.05),而12h相同氧化劑不同濃度處理組水柱中葉綠素的濃度卻并未表現出明顯的差異性(>0.05),說明H2O2、K2FeO4以及Na2CO4對水柱中的群體藍藻均有一定的去除能力,且去除效果與接觸時間相關.一些研究也發現氧化劑對葉綠素的去除效果隨著培養時間的延長而逐漸增加[25-26].

對比相同濃度的不同氧化劑對水柱中藍藻的去除效果發現,20mg/L H2O2處理72h后,水柱中葉綠素的濃度顯著低于相同條件下K2FeO4和Na2CO4處理組(<0.05),說明3種氧化劑中H2O2對群體藍藻的去除效果最好.這可能是由于不同氧化劑對藍藻作用機理存在差異而導致.H2O2在水環境中能夠產生具有強氧化性的羥基自由基(·OH),幾乎能夠氧化所有有機物質,與藍藻細胞接觸后會損害細胞內脂質大分子、蛋白分子以及使藍藻特征色素藻藍素脫落[15,27],抑制藍藻的生長和活性.此外,H2O2分子具有極強的膜穿透性,能夠快速滲入藻細胞內,抑制光合作用相關基因的轉錄表達和光合作用過程中電子的傳遞[28-29],使細胞內活性氧自由基(ROS)積累,超過細胞抗氧化系統的解毒能力,導致藍藻死亡.這也可能是20~50mg/L H2O2處理組群體藍藻F/F和F’/F’顯著低于(<0.05)其余2種氧化劑的原因之一(圖2).

K2FeO4主要是通過改變藍藻細胞的表面結構,使藻細胞表面鞘套卷繞或裂開,導致細胞內物質外流和藍藻死亡[8];氧化性的鐵鹽被還原后會形成氫氧化鐵膠體,可以吸附在藻細胞的表面,增加其沉淀性,進而使藍藻細胞遷移至水底[30].此外,群體藍藻胞外多糖對氧化劑存在清除作用,消耗水中的氧化劑,有效緩解細胞氧化壓力,保護其不受傷害[13];而高鐵酸鹽水溶液穩定性較差、會快速分解,尤其是在低濃度的條件下,所以水中的濃度可能低于5mg/L,導致其對群體藍藻的去除效果不理想,這也可能是5mg/L處理組葉綠素濃度甚至高于對照,且不同濃度K2FeO4處理后藍藻的光合活性逐漸恢復的原因之一(圖2).Na2CO4產生·OH的能力是H2O2分子30 %左右,因而相同劑量的Na2CO4對藍藻細胞的去除效果弱于H2O2.Quimby等也發現了相似的結果[10].

3.2 初始藻密度與H2O2控藻的關系

添加H2O2雖然能夠高效、選擇性的抑制水中藍藻的生長且不會引入新的污染物,具有一定的應用前景[12,16].但是,H2O2對浮游植物細胞的去除能力與其在水柱中的存在時間有一定的關系[31],而隨著初始藻密度的增加,H2O2在水柱中存在的時間逐漸減少,降解率逐漸增加(圖5),削弱其對水中藍藻的去除能力.這可能有以下2個原因,一是因為水柱中的H2O2最先作用于藍藻的細胞壁,而群體藍藻的胞外多糖(EPS)對H2O2具有較強的去除作用[13],藍藻密度越大,水柱中EPS的含量越高[32],因而H2O2降解較快;二是與H2O2接觸后,死亡的藍藻可能會釋放一些胞內物質如MCs等,加速H2O2的消耗[33].相似的研究也曾有報道,Copper等發現H2O2(0.17mg/L)在自然水體中的存在周期為1~8h[34],而在不含藻細胞的培養基中能夠穩定存在8d[35].

此外,水柱中浮游植物的種類及其細胞形態常常影響化學氧化劑對其的去除效果.Plummer等就發現3mg/L的O3能有效的去除水柱中初始密度為10×104cells/L的小環藻,且不會明顯引起其細胞膜的破裂;但是,0.3mg/L的O3就會導致相同藻密度藍藻的死亡和細胞破裂[36].這可能是因為大型真核浮游藻類如硅藻和綠藻,它們細胞內部具有藍藻細胞不具有的抗壞血酸過氧化物酶(APX),這種酶位于葉綠體內,它能夠通過抗壞血酸-谷胱甘肽循環將H2O2轉化為H2O和O2[37-38],降低對藻細胞的氧化傷害.Drábková等也認為與硅藻和綠藻相比,H2O2對藍藻的選擇性抑制性應歸因于不同種類藻細胞對氧化傷害的響應差異[12].雖然本次實驗所用的藍藻群體以微囊藻為主,但是也存在其他種類的藻如小球藻等,其生物量可能隨著藻密度的增加而增大,減弱H2O2對初始藻密度較高的群體藻細胞的去除能力.

藻細胞的光合活性常用作對外界不利環境的耐受能力指標,最大光量子產量(F/F)越高則意味對H2O2越不敏感,適應能力越強[21].本研究也發現5mg/L H2O248h后能夠顯著(<0.05)去除水柱中初始Chl-濃度為10μg/L的藍藻細胞,抑制其光合活性,而隨著初始Chl-濃度的增加,需要H2O2濃度增加至20mg/L時才能顯著減少水柱中葉綠素的濃度(<0.05),抑制藍藻的光合活性(圖4).該結果表明,在藍藻密度較低的時候,低濃度H2O2就足夠去除其生物量,達到控藻的目的.但是,隨著藍藻密度的增大,H2O2對藍藻生長的抑制能力逐漸減弱,需要增加H2O2的用量達到控藻的目的.但用高濃度H2O2控藻可能更容造成藍藻胞內有機物如藻毒素等物質的釋放[25],存在較大的潛在生態風險;值得注意的是,H2O2在水中的存在時間與其初始濃度成明顯的正相關關系,對藍藻生長的抑制效果存在一定的時效性.因此,建議在藍藻密度較低的時候(低于10μg/L)采用低濃度H2O2(低于5mg/L)控制其生長,同時在使用時采取低濃度多次添加的方式,以在一定程度上延緩H2O2對藍藻生長的抑制效果.

4 結論

4.1 相同濃度條件下,H2O2對群體藍藻的去除和對藍藻光合活性的抑制效果好于K2FeO4和 Na2CO4.

4.2 初始藻細胞密度對H2O2除藻效果影響較大,5mg/L H2O2后能夠有效降低初始藍藻密度為10μg/L處理組水柱中葉綠素濃度,抑制藍藻的光合活性,而當藍藻密度增加至50μg/L時,需要20mg/L H2O2才能有效減少水柱中葉綠素的濃度.

[1] 王 林,吳純德,倪木子,等.硅藻土強化混凝去除銅綠微囊藻的影響因素研究 [J]. 中國環境科學, 2014,34(1):156-160.

[2] Yang M, Yu J W, Li Z L, et al. Taihu Lake not to blame for Wuxi's Woes[J]. Science, 2008,319:157-159.

[3] 范成新,張 路,楊龍元,等.湖泊沉積物氮磷內源負荷模擬[J]. 海洋與湖沼, 2002,33(4):370-378.

[4] 秦伯強,范成新.大型淺水湖泊內源營養鹽釋放的概念性模式探討[J]. 中國環境科學, 2002,22(2):150-153.

[5] 王國祥,成小英,濮培民.湖泊藻型富營養化控制—技術、理論及應用[J]. 湖泊科學, 2002,14(3):273-282.

[6] Daniel J, Blahoslav M. Critical review of actually available chemical compounds for prevention and management of cyanobacterial blooms[J]. Chemosphere, 2011,85(34):1415-1422.

[7] Drábková M, Matthijs H C P, AdmiraaL W, et al. Selective effects of H2O2on cyanobacterial photosynthesis[J]. Photosynthetica, 2007,45(8):363-369.

[8] 劉 偉,馬 軍.高鐵酸鹽預氧化對藻類細胞的破壞作用及其助凝機理[J]. 環境科學學報, 2002,22(1):24-28.

[9] 苑寶玲,曲久輝.高鐵酸鹽氧化絮凝去除藻類的機制[J]. 中國環境科學, 2002,22(5):397-399.

[10] Quimby P C, Kay S H, Ouzts J D. Sodium carbonate peroxyhydrate as a potential algicide[J]. Journal of Aquatic Plant Management, 1988,26(8):67-68.

[11] Jiang J Q, Lloyd B. Progress in the development and use of ferrate(VI) salt as an oxidant and coagulant for water and wastewater treatment[J]. Water Research, 2002,36(6):1397-1408.

[12] Drábková M, Admiraal W, Marsalek B. Combined exposure to hydrogen peroxide and light - selective effects on cyanobacteria, green algae and diatoms[J]. Environmental Science and Technology, 2007,41(7):309-314.

[13] Gao L, Pan X L, Zhang D Y, et al. Extracellular polymeric substances buffer against the biocidal effect of H2O2on the bloom-forming cyanobacterium[J]. Water Research, 2015,69(5):51-58.

[14] 汪小雄,姜成春,朱 佳,等.臭氧滅活水中銅綠微囊藻影響因素研究 [J]. 中國環境科學, 2012,32(4):653-658.

[15] Randhawa V, Thakkar M, Wei L P. Effect of algal growth phase onsusceptibility to hydrogen peroxide[J]. Aquatic Toxicology, 2013,142-143(5):230-238.

[16] Matthijs H C P, Petra M V, Bart R, et al. Selective suppression of harmful cyanobacteria in an entire lake with hydrogen peroxide[J]. Water Research, 2012,46(18):1460-1472.

[17] Wang Z C, Li D H, Qin H J, et al. An integrated method for removal of harmful cyanobacterial blooms in eutrophic lakes[J]. Environmental Pollution, 2012,160(5):34-41.

[18] Jia Y H, Yang Z, Su W, et al. Controlling of cyanobacteria bloom during bottleneck stages of algal cycling in shallow Lake Taihu (China). Journal of Freshwater Ecology[J]. 2014,29(1):129-140.

[19] 孔繁翔,高 光.大型淺水湖泊的藍藻水華形成機理研究的思考[J]. 生態學報, 2005,25(3):589-595.

[20] Wert E C, Korak J A, Trenholm R A, et al. Effect of oxidant exposure on the release of intracellular microcystin, MIB, and geosmin from three cyanobacteria species[J]. Water Research, 2014,52(18):251-259.

[21] Zhang M, Kong F X, Wu X D, et al. Different photochemical responses of phytoplankters from the large shallow Taihu Lake of subtropical China in relation to light and mixing. Hydrobiologia[J]. 2008,603(1):267-278.

[22] Lu C P, Lin C T, Chang C M, et al. Nitrophenylboronic acids as highly chemoselective probes to detect hydrogen peroxide in foods and agricultural products[J]. Journal of Agriculture and Food Chemistry, 2011,59(18):11403-11406.

[23] Jespensen A M, Christoffesrsen K. Measurements of chlorophyll a from phytoplankton using ethanol as extraction solvent[J]. Archiv für Hydrobiologie, 1987,109(15):445-454.

[24] 陳宇煒,陳開寧,胡耀輝.浮游植物葉綠素測定的熱乙醇法及其測定誤差的探討[J]. 湖泊科學, 2006,18(5):550-552.

[25] Qian H F, Yu S Q, Sun Z Q, et al. Effects of copper sulfate, hydrogen peroxide and N-phenyl-2-naphthylamine on oxidative stress and the expression of genes involved photosynthesis and microcystin disposition in Microcystis aeruginosa[J]. Aquatic Toxicology, 2010,99(12):405-412.

[26] Zhou S Q, Shao Y S, Gao N Y, et al. Effects of different algaecides on the photosynthetic capacity, cell integrity and microcystin-LR release of Microcystis aeruginosa[J]. Science of the Total Environment, 2013,463-464(8):111-119.

[27] 任 晶. UV/H2O2對銅綠微囊藻抑制特性及其對微囊藻毒素降解機理研究[D]. 上海:復旦大學, 2011.

[28] Dummermuth A L, Karsten U, Fisch K M, et al. Response s of marine macroalgae to hydrogen-peroxide stress[J]. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2003,289(1):103-121.

[29] Samuilov V D, Timofeev K N, Sinitysn S V, et al. H2O2induced inhibition of photosynthetic O2evolution byCells[J]. Biochemistry (Moscow), 2004,69(8):1139-1148.

[30] Ma J, Liu W. Effectiveness and mechanism of potassium ferrate(VI) preoxidation for algae removal by coagulation. Water Research[J]. 2002,36(16):871-878.

[31] Mikula P, Zezulka S, Jancula D, et al. Metabolic activity and membrane integrity changes in—New finding on hydrogen peroxide toxicity in cyanobacteria[J]. European Journal of Phycology, 2012,47(3):159-206.

[32] 肖 艷.群體微囊藻響應光照和毒素的方式及其機理探析[D]. 武漢:中國科學院水生生物研究所, 2011.

[33] 丁 奕.微囊藻對幾種脅迫因子的響應及其機理研究[D]. 武漢:中國科學院水生生物研究所, 2013.

[34] Cooper W J, Lean D R S, Carey J H. Spatial and temporal patterns of hydrogen peroxide in lake waters[J]. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 1989,46(7):1227-1231.

[35] Fan J J, Lionel H, Justin B. Evaluating the effectiveness of copper sulphate, chlorine, potassium permanganate, hydrogen peroxide and ozone on cyanobacterial cell integrity[J]. Water Research, 2013,47(8):5153-5164.

[36] Plummer J D, Edzwald J K. Effects of chlorine and ozone on algal cell properties and removal of algae by coagulation[J]. Journal of Water Supply Research and Technology, 2002,51(6):307-318.

[37] 卜令君,周石慶,施 周,等.藻源性內毒素在銅綠微囊藻滅活過程中的釋放 [J]. 中國環境科學, 2017,37(12):4675-4680.

[38] Huo X C, Chang D W, Tseng J H, et al. Exposure ofto hydrogen peroxide under light: kinetic modeling of cell rupture and simultaneous microcystin degradation[J]. Environmental Science and Technology, 2015,49(18):5502-5510.

Research on the Control of Chemical Oxidants over Water-Blooming Cyanobacteria.

CHEN Chao1,2,3, FAN Fan1,3, SHI Xiao-li1*, YANG Zhen1, CHEN Kai-ning1, LI Yun-xiang2

(1.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China；2.College of Environmental Science and Engineering, China West Normal University, Nanchong 637009, China；3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)., 2018,38(11)：4307~4313

Algaecide treatment is a management strategy to control cyanobacterial blooms. This study assessed three oxidizers such as hydrogen peroxide (H2O2), potassium ferrate (K2FeO4) and sodium percarbonate (Na2CO4), on mitigating cell numbers and inhibiting the photosynthetic activity of cyanobacteria colonies collected from natural lake. Addition of those three algaecides could disrupt cyanobacteria cells and inhibit the maximum (Fv/Fm) and actual (Fv’/Fm’) quantum yield of cyanobacteria, and the inhibitory effect was enhanced when the concentration of algaecides increased. Cyanobacteria cells tended to be more sensitive to H2O2, in comparison with other two algaecides. In addition, H2O2decomposed more rapidly, and mitigating efficiency as well as the inhibitory effect of photosynthetic activity declined when cyanobacteria biomass increased. When the initial cell density was 10and 100μg/L, the inhibition rate of 5mg/L H2O2on the maximum quantum yield of cyanobacteria was 10% and 1%, while the degradation rate was 64.9% and 97.5%, respectively. These results indicated that using H2O2for cyanobacterial bloom control should be exerted when cyanobacteria biomass is relatively low, since the low dosage could function well at the early stage of cyanobacterial bloom.

cyanobacterial bloom；oxidant；hydrogen peroxide；photosynthetic activity

X524

A

1000-6923(2018)11-4307-07

陳 超(1988-),男,四川綿陽人,講師,博士,主要從事藻類水華防治技術研究.發表論文9篇.

2018-04-18

國家水體污染控制與治理科技重大專項項目(2017ZX07603- 005);國家自然科學基金資助項目(31670462);西華師范大學博士啟動項目(412675).

* 責任作者, 副研究員, xlshi@niglas.ac.cn