張夢(mèng)然，姚娟娟，楊 峰，范培震，張 智，張?jiān)佈?，陳龍甫，?海

(1. 重慶大學(xué) 城市建設(shè)與環(huán)境工程學(xué)院，三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶400045；2.成都市自來(lái)水有限責(zé)任公司，成都610031；3.中國(guó)華西工程設(shè)計(jì)建設(shè)有限公司，成都610031)

NaClO與KMnO4氧化對(duì)針桿藻滅活特性研究

張夢(mèng)然1,2，姚娟娟1，楊 峰1，范培震1，張 智1，張?jiān)佈?，陳龍甫1，郎 海3

(1. 重慶大學(xué) 城市建設(shè)與環(huán)境工程學(xué)院，三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶400045；2.成都市自來(lái)水有限責(zé)任公司，成都610031；3.中國(guó)華西工程設(shè)計(jì)建設(shè)有限公司，成都610031)

以針桿藻(Synedrasp.)為研究對(duì)象，考察了NaClO與KMnO4在不同投量和不同pH條件下對(duì)針桿藻的滅活特點(diǎn)以及對(duì)光合活性的影響。結(jié)果表明，在0～5 mg/L投加范圍內(nèi)，NaClO對(duì)針桿藻的滅活效果隨劑量的增大而提高，投加量為3 mg/L是抑制藻活性的最佳投量，并且在酸性條件下NaClO能更好的發(fā)揮其氧化降解的作用；KMnO4對(duì)針桿藻的降解效果不明顯，說(shuō)明投加KMnO4(≤5 mg/L)對(duì)針桿藻沒(méi)有很好的滅活效果。氯化對(duì)針桿藻滅活效果好，但是會(huì)造成細(xì)胞解體，引起藻內(nèi)有機(jī)物的釋放，危及飲用水安全。

針桿藻；NaClO；KMnO4；滅活；光合活性

近年來(lái)，中國(guó)河流、湖泊富營(yíng)養(yǎng)化情況嚴(yán)重，水華頻發(fā)。作為中國(guó)重點(diǎn)水域的三峽庫(kù)區(qū)，由于三峽工程的周期運(yùn)行使得庫(kù)區(qū)的水文、水環(huán)境等較蓄水前發(fā)生了巨大的變化，庫(kù)區(qū)支流河道型的硅藻“水華”現(xiàn)象時(shí)有發(fā)生，嚴(yán)重影響了供水安全[1-3]。硅藻的控制已經(jīng)成為一個(gè)亟待解決的熱點(diǎn)問(wèn)題。與湖泊型水庫(kù)的典型的藍(lán)綠藻水華不同，三峽庫(kù)區(qū)多以硅藻水華為主，尤以硅藻屬的針桿藻水華最為嚴(yán)重，約占總數(shù)的85%。從藻類(lèi)的生理結(jié)構(gòu)而言，硅藻為真核藻類(lèi)，其細(xì)胞、細(xì)胞壁結(jié)構(gòu)(外層為二氧化硅，內(nèi)層為果膠質(zhì)，對(duì)不利環(huán)境具有一定的抵御能力)、光合作用系統(tǒng)構(gòu)成上均與原核類(lèi)的藍(lán)藻有著明顯的區(qū)別。而目前關(guān)于凈水廠滅藻技術(shù)的研究以藍(lán)綠藻為主[4-6]，如化學(xué)藥劑法、紫外線法、超聲波法等，硅藻在滅活機(jī)制和效能上可能有別于藍(lán)藻，因此,抑制硅藻類(lèi)的活性并減少其對(duì)供水安全的影響具有重要的研究?jī)r(jià)值。

在各種滅藻技術(shù)中，預(yù)氯化是應(yīng)用最廣泛的方法，它能增強(qiáng)對(duì)藻類(lèi)細(xì)胞的去除[7]。目前,對(duì)藍(lán)藻細(xì)胞的氯化效果已經(jīng)有很好的研究[8-10]。高錳酸鉀預(yù)處理能有效控制不好的氣味和味道并抑制生物生長(zhǎng)，它還能提高混凝效果并且控制消毒副產(chǎn)物的生成[11-12]，有學(xué)者對(duì)高錳酸鉀作為預(yù)處理藥劑對(duì)藻的去除進(jìn)行研究也得到了較為不錯(cuò)的結(jié)果[13]。有研究表明,NaClO、KMnO4會(huì)對(duì)藍(lán)藻的光合作用活性產(chǎn)生負(fù)面影響[14]，導(dǎo)致藍(lán)藻細(xì)胞的死亡。在過(guò)去的研究中已經(jīng)證實(shí)，脈沖調(diào)幅(PAM)熒光測(cè)定術(shù)能很好的檢測(cè)光合作用的PSII階段，表征藍(lán)藻細(xì)胞的光合作用活性[15-16]，可以用來(lái)解釋藻細(xì)胞失活的內(nèi)在機(jī)制。目前的研究主要是針對(duì)藍(lán)藻，對(duì)硅藻的去除研究很少，鑒于常用化學(xué)藥劑對(duì)藍(lán)藻的去除效果好，本研究對(duì)比考察了NaClO、KMnO4在不同投加量和不同pH條件下對(duì)硅藻的滅活效果，旨在為硅藻滅活技術(shù)研究提供一定的參考。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)材料和試劑

硅藻屬針桿藻 (Synedrasp.，F(xiàn)ACHB-1296)購(gòu)自中國(guó)科學(xué)院武漢水生生物研究所，采用AGP培養(yǎng)基[17]，在恒溫光照培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)。恒溫光照培養(yǎng)箱運(yùn)行參數(shù)：溫度為20.0±1.0 ℃；光照強(qiáng)度為2 500 Lx;光/暗周期為14 h∶10 h。實(shí)驗(yàn)中所使用的針桿藻初始濃度約為25～35×106cell/L。

試驗(yàn)中采用的NaClO溶液(w%：36.5%)和高錳酸鉀均為分析純。

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)采用同一培養(yǎng)階段的針桿藻，在不同的pH及NaClO/ KMnO4投加量下,分別檢測(cè)了其光合作用活性的變化，進(jìn)而表征氯化與KMnO4預(yù)氧化對(duì)針桿藻的滅活特性。大多數(shù)自然水體的pH在6.0～9.0之間，反應(yīng)藻液的pH分別采用0.1 mol/L 的鹽酸和NaOH進(jìn)行調(diào)節(jié)，研究在酸性、中性、堿性(pH分別為5、7、9)水體中NaClO和KMnO4對(duì)硅藻光合活性的影響。硅藻在溫度15～25 ℃時(shí)生長(zhǎng)較佳[18]，并且易在春季“爆發(fā)”[3]，因此,調(diào)節(jié)試驗(yàn)的反應(yīng)溫度始終維持在20.0±1.0 ℃(DC-0510智能恒溫槽，寧波新芝生物科技股份有限公司)。反應(yīng)過(guò)程中，采用磁力攪拌器對(duì)藻液進(jìn)行攪拌，確保其各部分均勻。在預(yù)先設(shè)定的時(shí)間點(diǎn)進(jìn)行取樣 ，并在樣品中加入一定量0.1 mol/L Na2SO3溶液，用于終止氧化反應(yīng)，隨即對(duì)樣品進(jìn)行分析。

1.3 分析方法

針桿藻的PSII系統(tǒng)的光量子產(chǎn)量Y(反映實(shí)際光合效率)，葉綠素a及快速光響應(yīng)曲線(rapid light curves，RLC)采用浮游植物分類(lèi)熒光儀(PHYTO-PAM，德國(guó)Walz公司)進(jìn)行測(cè)定?？焖俟忭憫?yīng)曲線的測(cè)量條件設(shè)定為：步長(zhǎng)10 s，最大光照強(qiáng)度764 μmol·m-2·s-1。參數(shù)α、ETRmax由如下RLC 方程擬合得到[19]，見(jiàn)式(1)。

ETR=ETRmax×

(1-α×PAR/ETRmax)×e-β×PAR/ETRmax

(1)

式中：ETR為相對(duì)電子傳遞速率；ETRmax為最大相對(duì)電子傳遞速率，反映最大光合速率；PAR為光強(qiáng)，μmol/(m2·s)；α為初始斜率，反映了光能的利用效率；試驗(yàn)中主要通過(guò)Y、α、ETRmax、葉綠素a值來(lái)反應(yīng)藻細(xì)胞的活性。pH 采用雷磁PHS-3C型pH計(jì)測(cè)定。

NaClO的濃度采用哈希公司的余氯儀量進(jìn)行檢定。

2 結(jié)果和討論

2.1 NaClO對(duì)針桿藻的滅活特性研究

2.1.1 NaClO投加量對(duì)針桿藻滅活效果的影響 當(dāng)NaClO投量分別為0.5、1.0、2.0、3.0、5.0 mg/L時(shí)，針桿藻光合作用活性隨時(shí)間的變化如圖1所示。從圖中可明顯看出，隨著NaClO投量(≤3 mg/L)的增加，各光合作用參數(shù)值的降解速率均隨之加快，而投量為5 mg/L對(duì)針桿藻光合作用活性的降解速率與3 mg/L的已無(wú)明顯差異。

圖1 NaClO投加量對(duì)針桿藻滅活效果的影響(pH=7.00±0.05)Fig.1 Effects of NaClO dosages on photosynthetic activity of Synedra sp.

如圖1(a)～(c)所示，當(dāng)NaClO投量為2.0 mg/L時(shí)，反應(yīng)2 min后針桿藻光能的利用效率ɑ和最大相對(duì)電子傳遞速率rETRmax兩個(gè)參數(shù)值均迅速降為0，且其降解主要發(fā)生在最初的1 min內(nèi)；反應(yīng)5 min后光量子產(chǎn)量Y值也下降至0，且其下降主要在最初的2 min內(nèi)。這說(shuō)明2.0 mg/L的NaClO能在短時(shí)間內(nèi)迅速抑制針桿藻的光合系統(tǒng)，抑制可能從破壞PSII系統(tǒng)電子傳遞鏈開(kāi)始。

如圖1(d)所示，在NaClO的投加量小于1 mg/L條件下，60 min反應(yīng)時(shí)間內(nèi)葉綠素a無(wú)明顯降解；當(dāng)投量≥2.0 mg/L時(shí)，隨著投加量的增加，葉綠素a的降解速率逐漸增加，并且在0～10 min時(shí)間內(nèi)，葉綠素a值降解最為顯著， 30 min以后趨于平緩；并且圖中可見(jiàn)當(dāng)NaClO的投量為3.0和5.0 mg/L時(shí)，葉綠素a的降解效果已無(wú)明顯差異，增大投加量不能明顯提高其降解率。而郭建偉[20]的研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)NaClO的投加量在3.75 mg/L時(shí)，銅綠微囊藻的葉綠素a在最初的1 min內(nèi)降解效果最為顯著。在本次試驗(yàn)中，當(dāng)NaClO的投加量為3 mg/L時(shí)30 min后葉綠素a的降解率為86.6%，而在相同投加量下的NaClO對(duì)銅綠微囊藻的葉綠素a降解率在30 min時(shí)僅為21.79%[21]，故NaClO對(duì)針桿藻的葉綠素a降解率雖然反應(yīng)初期較為緩慢，但后期的降解效果明顯好于銅綠微囊藻。歐樺瑟等[6]提出了氯化滅活銅綠微囊藻過(guò)程的三個(gè)步驟的假說(shuō)，即：氧化劑滲透-內(nèi)部降解-細(xì)胞結(jié)構(gòu)解體。由于硅藻的細(xì)胞壁由外層二氧化硅和內(nèi)層果膠質(zhì)組成，而藍(lán)藻的細(xì)胞壁則由外層纖維素和內(nèi)層果膠質(zhì)組成，因此，細(xì)胞壁組成及結(jié)構(gòu)的差異導(dǎo)致NaClO能更快速地破壞并滲透進(jìn)入銅綠微囊藻細(xì)胞，而與其胞內(nèi)物質(zhì)發(fā)生化學(xué)反應(yīng)。另一方面，由于銅綠微囊藻屬原核生物，無(wú)核膜和葉綠體，其類(lèi)囊體(膜上含有光合色素和電子傳遞鏈組分，為光合反應(yīng)中心)分散在細(xì)胞質(zhì)中；而針桿藻為真核生物，有核膜和葉綠體，其類(lèi)囊體集中位于一個(gè)巨大軸生的葉綠體內(nèi)。因此，類(lèi)囊體的相對(duì)集中，使得相同的反應(yīng)條件下NaClO對(duì)針桿藻中葉綠素a的破壞程度更大。

由圖1(a)和(b)比較看來(lái)，NaClO對(duì)Y、ɑ和rETRmax值的降解主要發(fā)生在2 min內(nèi)，而對(duì)葉綠素a 的降解主要發(fā)生在10 min內(nèi)，葉綠素a的降解要明顯滯后。這可能是因?yàn)镹aClO需要依次滲透進(jìn)入硅藻細(xì)胞、葉綠體、類(lèi)囊體才能與葉綠素a發(fā)生反應(yīng)或是NaClO直接與細(xì)胞解體后釋放的葉綠素a發(fā)生反應(yīng)。因此，對(duì)葉綠體的破壞要先于葉綠素a，而對(duì)葉綠體的破壞即可直接抑制針桿藻的光合系統(tǒng)。

但是，Ma等[7]試驗(yàn)表明，氯化損壞銅綠微囊藻的細(xì)胞膜，并導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)，如：毒素、K+, 葉綠素a的釋放。因此，NaClO滅活硅藻可能會(huì)造成細(xì)胞的解體，引起胞內(nèi)有機(jī)物的釋放，危及飲用水安全。

2.1.2 NaClO對(duì)針桿藻的降解動(dòng)力學(xué) 由2.1.1節(jié)中可知，藻的光合活性Y值和葉綠素a值隨時(shí)間遞減，并且其降解趨勢(shì)呈現(xiàn)擬一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)的特征。

圖2和表1顯示，NaClO投加量對(duì)針桿藻的降解影響是比較大的。當(dāng)NaClO投加量為0.5 mg/L時(shí)，Y值和葉綠素a值的降解速率常數(shù)k分別為0.026和0.007 min-1，而投加量增加到3.0 mg/L時(shí)，k分別為0.967和0.167 min-1，影響非常大。

表1 不同NaClO投加量降解針桿藻的光合活性參數(shù)擬合結(jié)果

Table 1 Fitting parameters of kinetics models on degradation

of Synedra sp. Under various chlorine dosages

表(a)

Table (a)

Y/(mg·L-1)-k值相關(guān)系數(shù)R20.50.0260.99581.00.1850.99692.00.9260.91433.00.9670.96025.01.4200.9649

表(b)

Table (b)

葉綠素a值/(mg·L-1)-k值相關(guān)系數(shù)R20.50.0070.90341.00.0270.90482.00.1060.93293.00.1670.99895.00.1680.9804

圖2 不同加氯量對(duì)反應(yīng)速率常數(shù)k的影響Fig.2 Effects of various chlorine dosages on reaction rate constant k

不同Y值和葉綠素a值時(shí)，ln(ct/c0)與反應(yīng)時(shí)間t之間呈線性關(guān)系，如圖2所示。其相關(guān)系數(shù)≥0.903 4，可以認(rèn)為NaClO降解針桿藻的反應(yīng)是擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)，用下面的公式來(lái)表達(dá)反應(yīng)類(lèi)型：

lnct=lnc0-kt

(2)

式中：ct為各參數(shù)的初始值；c0為各參數(shù)值；t為反應(yīng)時(shí)間。

由圖3可更明顯的看出，針桿藻的降解速率隨NaClO投加量的增加而增加，但是k值的增加幅度

圖3 不同加氯量對(duì)反應(yīng)速率常數(shù)k的影響Fig.3 Effects of various chlorine dosages on reaction rate constant k

在逐漸減小，特別是當(dāng)投加量為5.0 mg/L時(shí)，其對(duì)葉綠素a的降解速率幾乎與3.0 mg/L投加量的相同，說(shuō)明降解的程度已經(jīng)趨于飽和，因此從經(jīng)濟(jì)性的角度考慮認(rèn)為，NaClO降解針桿藻的最佳投加量為3.0 mg/L。

2.1.3 NaClO在不同pH條件下對(duì)針桿藻滅活效果的影響 NaClO在不同pH條件下(pH=5、7、9)對(duì)針桿藻滅活效果的影響如圖4所示。針桿藻在不同pH條件下的滅活速率依次為：pH=5> pH=7? pH=9。這主要是因?yàn)?0℃時(shí)，當(dāng)pH=9.5時(shí)，在水溶液中NaClO以ClO-的形式存在；當(dāng)pH=7.5時(shí)，以ClO-及HClO各占50%的形式存在，而當(dāng)pH=5.0時(shí)，以HClO的形式存在。一方面，由于硅藻表面帶負(fù)電荷[23]，因此，分子態(tài)的HClO更接近硅藻表面并滲透進(jìn)入細(xì)胞。另一方面，HClO的氧化還原電位遠(yuǎn)高于離子態(tài)的ClO-。因此，NaClO在酸性條件下更能發(fā)揮對(duì)硅藻的滅活作用。

圖4 不同pH下NaClO對(duì)針桿藻滅活效果的影響Fig.4 Effects of different pH on growth curvature of Synedra sp

2.2 KMnO4對(duì)針桿藻的滅活研究

2.2.1 KMnO4投加量對(duì)針桿藻滅活效果的影響 當(dāng)KMnO4投量分別為0.5、1.0、1.5、2.0、3.0、5.0 mg/L時(shí)，針桿藻光合作用活性隨時(shí)間的變化如圖5所示。從圖5(a)～(c)中可明顯看出，KMnO4對(duì)光合作用參數(shù)光量子產(chǎn)量Y值和光能利用率ɑ值均無(wú)明顯降解效果；而最大光合速率rETRmax值的變化趨勢(shì)與NaClO降解過(guò)程中該值的變化一致，在最初2 min內(nèi)電子傳遞速率迅速降低，說(shuō)明KMnO4只抑制了電子的傳遞，減緩了針桿藻的光合系統(tǒng)PSII階段，但是并沒(méi)有從根本上對(duì)針桿藻的光合作用能力進(jìn)行破壞。

如圖5(d)所示，在KMnO4幾種投量條件下，60 min反應(yīng)時(shí)間內(nèi)葉綠素a均無(wú)明顯降解，而KMnO4氧化是優(yōu)先損壞藻細(xì)胞內(nèi)的色素[14]，故可能是 KMnO4較難滲透進(jìn)入針桿藻的葉綠體，因此不易實(shí)現(xiàn)對(duì)葉綠素a的降解，對(duì)光合系統(tǒng)抑制不明顯。并且當(dāng)KMnO4的投加量≥1.5 mg/L時(shí)，水質(zhì)呈紅色，經(jīng)過(guò)1.5 h沒(méi)有褪色，可見(jiàn)較大的投加量會(huì)影響出水水質(zhì)。因此，從整體上看，在pH=7時(shí)投加KMnO4對(duì)針桿藻的活性影響不大。

圖5 KMnO4投加量對(duì)針桿藻滅活效果的影響(pH=7.00±0.05)Fig.5 Effects of KMnO4 dosages on growth curvature of Synedra sp.

而Fan等[24]研究指出，高錳酸鉀能有效降解微囊藻，并且在1～3 mg/L范圍內(nèi)能保持藻細(xì)胞結(jié)構(gòu)完整[25]，明顯優(yōu)于對(duì)硅藻的滅活效果，可能是因?yàn)樗{(lán)藻和硅藻的細(xì)胞壁組成與結(jié)構(gòu)的差異。在本研究中明顯觀察到氯化對(duì)針桿藻的滅活效果要優(yōu)于高錳酸鉀對(duì)其的氧化作用，F(xiàn)an等[26]對(duì)藍(lán)藻的處理研究也報(bào)道了類(lèi)似的意見(jiàn)。

2.2.2 KMnO4在不同pH條件下對(duì)針桿藻滅活效果的影響 KMnO4在不同pH條件下(pH=5、7、9)對(duì)針桿藻滅活效果的影響如圖6所示。針桿藻在不同pH條件下的滅活速率依次為：pH=5> pH=7> pH=9。這主要是因?yàn)镵MnO4在酸性和堿性條件下其反應(yīng)式不同，在酸性條件下其標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位為E0=1.51 V，Mn能由+7價(jià)降低到+2價(jià)，而在中性和堿性條件下，其氧化還原電位低得多，分別只有E0=0.588 V和E0=0.564 V[27]，Mn各自只能降低到+4和+6價(jià)，說(shuō)明其氧化性的順序?yàn)樗嵝?>中性>堿性。

圖6 不同pH下KMnO4對(duì)藻降解參數(shù)隨反應(yīng)時(shí)間的影響Fig.6 Effects of different pH on growth curvature of Synedra sp.

如圖6(a-c)所示，即使是pH=5時(shí)，在60 min后，其Y值也只降低到了0.4，降解率僅為37.5%。并且如圖6(d)中所示，3種pH條件下葉綠素a在60 min內(nèi)都沒(méi)有明顯的降解趨勢(shì)。因此，從整體上看，KMnO4對(duì)針桿藻沒(méi)有明顯的滅活效果。

3 結(jié)論

1)NaClO對(duì)針桿藻的滅活效果顯著，其降解過(guò)程符合擬一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)，投加量為3 mg/L時(shí)就能達(dá)到很好的滅活效果。但是氯化會(huì)破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu)，使細(xì)胞分解，引起藻內(nèi)有機(jī)物的釋放，在后續(xù)試驗(yàn)研究中，可以探討胞內(nèi)有機(jī)物釋放對(duì)飲用水安全的影響。

2)酸性條件下NaClO能更好的發(fā)揮其氧化降解的作用。

3)KMnO4在投加量≤5mg/L時(shí)對(duì)針桿藻的滅活效果不明顯；更高劑量下可能會(huì)對(duì)針桿藻的滅活效果更明顯，但是會(huì)影響出水水質(zhì)。

4)酸性和堿性條件下KMnO4對(duì)針桿藻都沒(méi)有明顯的滅活效果。

[1] 邱光勝,胡圣,葉丹，等.三峽庫(kù)區(qū)支流富營(yíng)養(yǎng)化及水華現(xiàn)狀研究 [J].長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境, 2011, 20(3):311-316. Qiu G S,Hu S,Ye D,et al.Investigation on the present situation of eutrophication and water bloom in the branches of three gorges reservoir [J].Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2011, 20(3):311-316.(in Chinese)

[2] 吳光應(yīng),劉曉靄,萬(wàn)丹,等.三峽庫(kù)區(qū)大寧河2010年春季水華特征 [J].中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè), 2012, 28(3):47-52. Wu G Y,Liu X A,Wan D,et al.The characteristics of spring algae blooms in the DaNing River,three gorge reservoir,2010 [J].Environmental Monitoring in China, 2012, 28(3):47-52.(in Chinese)

[3] 楊敏,畢永紅,胡建林,等.三峽水庫(kù)香溪河庫(kù)灣春季水華期間浮游植物晝夜垂直分布與遷移 [J].湖泊科學(xué), 2011, 23(3):375-382. Yang M,Bi Y H,Hu J L,et al.Diel vertical migration and distribution of phytoplankton during spring blooms in Xiangxi Bay,three gorges reservoir [J].Journal of Lake Sciences, 2011, 23(3):375-382.(in Chinese)

[4] Ahn C Y, Joung S H,Choi A,et al. Selective control of cyanobacteria in eutrophic pond by a combined device of ultrasonication and water pumps [J]. Environmental Technology, 2007, 28: 371-379.

[5] Wu X G, Joyce E M, Mason T J. Evaluation of the mechanisms of the effect of ultrasound on microcystis aeruginosa at different ultrasonic frequencies [J]. Water Research, 2012, 46 (9): 2851-2858.

[6] Ou H, Gao N Y, Deng Y, et al. Mechanistic studies of microcystic aeruginosa inactivation and degradation by UV-C irradiation and chlorination with poly-synchronous analyses [J]. Desalination, 2011,272 (1/2/3): 107-119.

[7] Ma M, Liu R P. Chlorination of microcystis aeruginosa suspension: Cell lysis, toxin release and degradation [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,217/218:279-285.

[8]Daly R I, Ho L, Brookes J D, Effect of chlorination on Microcystis aeruginosa cell integrity and subsequent microcystin release and degradation[J]. Environmental. Science Technology. 2007, 41: 4447-4453.

[9] Lin T F, Chang D W, Lien S K,et al.Effect of chlorination on the cell integrity of two noxious cyanobacteria and their releases of odorants[J]. Journal of Water Supply Research and Technology. 2009, 58: 539-551.

[10] Zamyadi A, Ho L,Newcombe G,et al.Prévost, Release and oxidation of cell-bound saxitoxins duringchlorination of Anabaena circinalis cells[J]. Environment. Science Technology 2010, 44: 9055-9061.

[11] Chen J J,Yeh H H. The mechanisms of potassium permanganate on algae removal[J]. Water Research, 2005, 39: 4420-4428

[12] Tung S C,Lin T F,Liu C L,et al. The effect of oxidants on 2-MIB concentration with the presence of cyanobacteria[J]. Water Science and Technology, 2004,49: 281-288

[13] 許國(guó)仁, 李圭白. 高錳酸鉀復(fù)合藥劑強(qiáng)化過(guò)濾微污染水質(zhì)的效能研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2002, 22(5): 664-670. Xu G R,Li G B.Efficiency of enhanced filtration with composite potassium permanganate(CP) in polluted drinking water freatment [J].Acta Scientiae Circumstantiae, 2002, 22(5): 664-670.(in Chinese)

[14] Ou H, Gao N Y, Wei C H, et al. Immediate and long-term impacts of potassium permanganate on photosynthetic activity, survival and microcystin-LR release risk of Microcystis aeruginosa [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012, 219-220(15): 267-275.

[15]Bailey S,Grossman A. Photoprotection in cyanobacteria: regulation of light harvesting Photochem. Photobiol., 2008, 84: 1410-1420

[16]Campbell D, Hurry V, Clarke A K,et al. Chlorophyll fluorescence analysis of cyanobacterial photosynthesis and acclimation[J]. Microbiology Molecular Biology Reviews, 1998,62: 667-683

[17] 張鳳嶺,王翠婷.生物技術(shù) [M].東北師范大學(xué)出版社, 1993:277-278. Zhang F L,Wang C T.Biotechnology [M].Journal of Northeast Normal University Press, 1993:277-278.(in Chinese)

[18] 湖北省水生生物研究所藻類(lèi)研究室藻類(lèi)應(yīng)用組.淡水硅藻的大量培養(yǎng) [J].水生生物學(xué)集刊,1975,5(4):503-511. Section of Applied Phycology,Laboratory of Phycology,Institute of Hydrobiology,Hupei Province.Mass culture of freshwater diatoms [J].Acta Hydrobiologica Sinica, 1975,5(4):503-511.(in Chinese)

[19] Ralph P J, Gademann R. Rapid light curves: a powerful tool to assess photosynthetic activity [J]. Aquatic Botany, 2005, 82:222-237.

[20] 郭建偉.紫外線對(duì)水中銅綠微囊藻和藻毒素控制研究 [D]. 上海:同濟(jì)大學(xué),2010. Guo J W.Investigation on the removal of microcystis aeruginosa and microcystins from water by UV irradiation [D].Shanghai:Tongji University,2010.(in Chinese)

[21] 歐樺瑟.氯化和UVC 滅活銅綠微囊藻的機(jī)理 [J].華南理工大學(xué)報(bào):自然科學(xué)版, 2011,39(6):100-105. Ou H S.Inactivation mechanism of microcystic aeruginosa by chlorination and UVC irradiation [J].Journal of South China University of Technology:Natural Science Edition, 2011,39(6):100-105.(in Chinese)

[22] Robert E L.藻類(lèi)學(xué) [M].科學(xué)出版社, 2012. Robert E L.Algology [M].Science Press,2012.(in Chinese)

[23] Bernhardt H, Clasen J. Flocculation of micro-organisms [J]. Journal of Water Supply: Research and Technology - Aqua, 1991,40:76-87.

[24] Fan J J, Robert D. Impact of potassium permanganate on cyanobacterial cell integrity and toxin release and degradation [J]. Chemosphere, 2013, 92:529-534.

[25] Chen J J, Yeh H H. The mechanisms of potassium permanganate on algae removal [J]. Water Research, 2005, 39:4420-4428.

[26] Daly R I, Ho L, Brookes J D. Effect of chlorination on Microcystis aeruginosa cell integrity and subsequent microcystin release and degradation [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41: 4447-4453.

[27] 李圭白,楊艷玲,馬軍,等.高錳酸鉀去除天然水中微量有機(jī)污染物機(jī)理探討 [J].大連鐵道學(xué)院學(xué)報(bào),1998,19(2):1-4. Li G B,Yang Y L,Ma J,et al.Research on mechanism of removal of microorganic pollutants in natural water by permanganate [J].Journal of Dalian Railway Institute, 1998,19(2):1-4.(in Chinese)

(編輯 胡 玲)

Inactivation efficiencies of synedra sp. by NaClO and KMnO4oxidation

ZHANGMengran1,2,YAOJuanjuan1,YANGFeng1,FANPeizhen1,ZHANGZhi1,ZHANGYongxue1,CHENLongfu1,LANGHai3

(1. Faculty of Urban Construction and Environmental Engineering, Ministry of Education Key Laboratory of Three Gorges Reservoir Area and Ecological Environment, Chongqing University, Chongqing 400045, P.R.China； 2.Chengdu Municipal Waterworks Co.,Ltd,Chengdu 610031, P.R.China；3.China Huaxi Engineering Design & Construction Co.,Ltd, Chengdu 610031, P.R.China)

The inactivation efficiencies ofSynedrasp. by NaClO and KMnO4oxidation were investigated. The results indicated that in the range of 0～5 mg/L in the neutral condition, the inactivation efficiencies increased with the increase of NaClO dosage and the optimun dosage was 3 mg/L. Meanwhile NaClO showed a better degradation ability in acidic condition. The degradation ability of KMnO4was not significant, indicating that KMnO4had no effect on inactivation. Chlorination was effective forSynedrasp. inactivation, and however led to cell disintegration and organic matter release, thus endangering the safety of drinking water.

Synedrasp.；NaClO；KMnO4；inactivation；photosynthetic activity

10.11835/j.issn.1674-4764.2015.03.019

2014-10-25 基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金(51108481)；國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07102001-003)；中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)(CDJRC11210002、106112012CDJZR210027)；污染控制與資源化國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放課題(PCRRF12021)。

張夢(mèng)然(1988-)，女，主要從事水處理技術(shù)研究，(E-mail)zmr882014@163.com. 姚娟娟(通訊作者)，女，博士,副教授,(E-mail)yjj2002.163@163.com

Foundation item：National Natural Science Foundation of China(No. 51108481)；National Science and Technology Major Project of the Ministry of Science and Technology of China(No. 2012ZX07102001-003)；The Fundamental Research Funds for the Central Universities(NO. CDJRC11210002、106112012CDJZR210027)；The Open Project Program of the State Key Laboratories of China(NO. PCRRF12021)；The Open Fund of Large Instruments and Equipment of Chongqing University

X524

A

1674-4764(2015)03-0142-09

Received:2014-10-25

Author brief：Zhang Mengran(1988-)，main research interests：water treatment，(E-mail)zmr882014@163.com. Yao Juanjuan(corresponding author)，PhD，associate professor，(E-mail)yjj2002.163@163.com