铜绿微囊藻的混凝特性与影响因素研究

生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第16卷第6期2021年12月V ol.16,No.6Dec.2021㊀㊀第一作者:卢桂蓉(2000 ),女,学士,研究方向为环境工程,E -mail:****************㊀㊀*通讯作者(Corresponding author ),E -mail:******************DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20210312001卢桂蓉,王应军,范子奇.稀土元素La(Ⅲ)对铜绿微囊藻生长和生理特性的影响[J].生态毒理学报,2021,16(6):256-267Lu G R,Wang Y J,Fan Z Q.Effects of La(Ⅲ)on the growth and physiological characteristics of Microcystis aeruginosa [J].Asian Journal of Ecotoxicol -ogy,2021,16(6):256-267(in Chinese)稀土元素La (Ⅲ)对铜绿微囊藻生长和生理特性的影响卢桂蓉,王应军*,范子奇四川农业大学环境学院,成都611130收稿日期:2021-03-12㊀㊀录用日期:2021-06-02摘要:为了解在营养元素氮㊁磷限制环境下稀土元素镧(La)对贫营养水体中铜绿微囊藻的影响及作用机制㊂在实验室模拟培养下,研究稀土元素镧对铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa )生长和生理特性的影响,测定缺素胁迫和正常情况不同La 3+浓度对藻的生长量㊁叶绿素a ㊁可溶性糖㊁可溶性蛋白㊁抗氧化酶活性(过氧化氢酶(CAT)㊁过氧化物酶(POD)以及丙二醛(MDA)含量的影响㊂结果表明,在缺磷胁迫下,低浓度La 3+(0.10~0.20mg ㊃L -1)能刺激铜绿微囊藻的生长,增强光合作用效率,提高抗氧化酶活性;随着处理浓度的提高和处理时间的延长,藻类生长受到抑制,表现为光合色素㊁可溶性蛋白含量明显下降,可溶性糖含量增加,膜质过氧化程度加重㊂与正常情况的培养相比,在缺磷胁迫下,铜绿微囊藻对La 3+的耐受力明显降低;而在缺氮情况下,La 3+不能维持微囊藻的正常生长代谢㊂因此,一定浓度范围的稀土元素镧对缺磷及正常情况下的铜绿微囊藻生长有促进作用,是引起贫营养水体中铜绿微囊藻大量繁殖的诱因之一㊂关键词:磷;氮;稀土元素;镧;铜绿微囊藻;生理特性文章编号:1673-5897(2021)6-256-12㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:AEffects of La (Ⅲ)on Growth and Physiological Characteristics of Micro-cystis aeruginosaLu Guirong,Wang Yingjun *,Fan ZiqiCollege of Environmental Sciences,Sichuan Agricultural University,Chengdu 611130,ChinaReceived 12March 2021㊀㊀accepted 2June 2021Abstract :In order to understand the effect and mechanism of rare earth element lanthanum (La)on Microcystesaeruginosa in oligotrophic water under the limit environment of nutrient elements nitrogen and phosphorus.Under simulated cultivation in the laboratory,the effects of lanthanum on the growth and physiological characteristics of Microcystis aeruginosa were studied.The effects of different La 3+concentrations on the growth of algae,the con -tents of chlorophyll a ,soluble sugar and soluble protein,the activity of antioxidant enzymes (catalase (CAT)and peroxidase (POD)),and the content of malondialdehyde (MDA),under nutrient deficiency stress and normal condi -tions were measured.The results showed that under phosphorus deficiency stress,low concentration of La 3+(0.10~0.20mg ㊃L -1)could stimulate the growth of Microcystis aeruginosa ,enhance the photosynthetic efficiency and the activity of antioxidant enzymes.With the increase of treatment concentration and the extension of treatment time,第6期卢桂蓉等:稀土元素La(Ⅲ)对铜绿微囊藻生长和生理特性的影响257㊀the growth of algae was inhibited,the contents of photosynthetic pigment and soluble protein were obviously de-creased,the content of soluble sugar was increased,and the degree of membrane peroxidation was aggravated. Compared with the normal culture,the tolerance of Microcystis aeruginosa to La3+was significantly reduced under phosphorus deficiency stress.Microcystis aeruginosa could not maintain the normal growth and metabolism under the condition of nitrogen deficiency with La3+.Therefore,lanthanum in a certain concentration range can promote the growth of Microcystis aeruginosa in phosphorus deficiency and normal conditions,and is one of the induce-ments for the proliferation of Microcystis aeruginosa in oligotrophic water.Keywords:phosphorus;nitrogen;rare earth element;lanthanum;Microcystis aeruginosa;physiological characteristic㊀㊀铜绿微囊藻是引起我国湖泊蓝藻水华的优势藻种之一,其大量增殖会释放危害人体健康的藻毒素[1],并破坏自然生态系统[2]㊂氮㊁磷是易限制藻类生长的元素[3]㊂研究发现,在贫营养湖泊中,少量的稀土能作为蓝藻细胞的一种营养元素被利用与储存,并对藻细胞的生长和生理活性产生影响,稀土的输入是引起低营养水体发生 水华 现象的原因之一[4-5],因此,有研究开始关注稀土元素能否取代氮㊁磷,进而引发贫营养水体向富营养方向发展[6]㊂如今,稀土元素的优质功能不断被挖掘,导致市场需求量急剧增加,稀土矿山挖采过程中产生的废水会对环境造成严重的污染㊂在詹鸿峰等[7]对某地区离子型稀土矿矿山废水的调查研究中发现,该矿山废水中含有较多的镧(La)㊁钕㊁镨和钇等稀土元素,其含量分别可达0.70㊁0.15㊁0.25和0.14mg㊃L-1㊂而La作为稀土中含量第二丰富的元素,因其独特的物化性质被广泛应用,使得大量的La从原矿区逐渐转移至其他区域环境,以枯水期长江部分流域为例,其含量达到0.1mg㊃L-1[8],远远超过世界淡水中含量的平均水平,且含量呈现逐渐增加的趋势,因此,在自然水体中存在高浓度La的可能性也逐渐增加㊂但是,目前关于稀土对水生植物影响的研究较少,已有实验表明La3+能提高植物叶绿素含量㊁促进植物对营养元素的吸收㊁刺激幼苗的萌发生长[9],增强植物在逆境下的抗逆性[10-11]㊂根据物化性质可把稀土元素分为轻㊁重2种稀土㊂其中,杜金戈等[12]研究证明重稀土钇对缺N或P胁迫影响下的铜绿微囊藻有明显的 Hormesis 效应[13],而La作为一种轻稀土,在营养元素限制的条件下,对铜绿微囊藻是否有类似的影响机制,目前尚无清楚的认知㊂因此,本实验以缺N㊁缺P胁迫的实验条件模拟贫营养水体,测定不同浓度La3+对铜绿微囊藻生长量及抗氧化酶活性等生理指标的影响,进一步研究轻稀土元素La 对贫营养水体发生富营养化现象的影响及作用机制,并为潜在的稀土污染风险评价及预测提供参考依据㊂1㊀材料与方法(Materials and methods)1.1㊀受试藻种与镧贮备液的配制1.1.1㊀受试藻种本实验所使用的藻种是铜绿微囊藻FACHB912,购自中国科学院水生生物研究所藻种库(FACHB),此株系从太湖中经过分离㊁纯化后获得㊂在藻种购得后,用BG-11培养基进行扩培,并将培养的光照度设置为2000~2500lx,温度为(25ʃ0.5)ħ,光暗比为12hʒ12h㊂1.1.2㊀镧贮备液称取0.5888g La2O3(AR,成都恒瑞新材料有限公司),再加入少量的超纯水以及浓盐酸(AR)并进行加热溶解,当盐酸充分挥发后,转移至100mL容量瓶用超纯水定容至刻度线,再移取1mL定容后的溶液至1000mL容量瓶中用超纯水定容,得到浓度为5mg㊃L-1的La3+溶液,将贮备液经蒸汽高压灭菌后备用㊂1.2㊀藻类培养实验与指标测定1.2.1㊀藻类培养当铜绿微囊藻处于对数生长期时,取一定量的藻液,经5000r㊃min-1离心10min后收集藻细胞,分别用不含P㊁不含N以及不含N㊁P的BG-11培养基洗涤4次后,重新接种到新的缺P㊁缺N以及同时缺N㊁P的BG-11培养基中;再取适量藻液重新接种到含有N㊁P元素的BG-11培养基中(对照组),将所有组的藻密度均调为1.2ˑ106cells㊃mL-1㊂在无菌环境下,分别向锥形瓶中加入500mL含藻的缺P 的BG-11培养基㊁缺N的BG-11培养基㊁缺N㊁P的BG-11培养基㊁正常BG-11培养基,再分别加入0㊁2.5㊁5㊁12.5和25mL La3+储备液,使各锥形瓶中La3+258㊀生态毒理学报第16卷浓度分别为0㊁0.10㊁0.20㊁0.50和1.00mg ㊃L -1,并分别设置3个平行㊂将接种后的培养基均置于光照培养箱中静置培养16d ,培养条件与扩培条件相同㊂在同时缺N ㊁P 组中,铜绿微囊藻不能正常生长,后续指标均未测量㊂1.2.2㊀藻密度测定采用分光光度法测定铜绿微囊藻数量,每天定时取3mL 藻液,在波长为680nm 处测定其吸光度,再通过相应的标准曲线换算出培养液中藻细胞的浓度[14]㊂1.2.3㊀叶绿素a 含量的测定采用丙酮萃取法[15]㊂在实验的第4㊁8㊁12和16天,从培养基中取10mL 藻液,经5000r ㊃min -1离心10min ,弃去上清液,再加入5mL 90%丙酮,摇匀后在温度为4ħ下避光萃取24h ,再经5000r ㊃min-1离心10min ,取上清液,用90%的丙酮作参照,分别在波长630㊁645㊁663和750nm 处测定其吸光度,并按以下公式计算叶绿素a 含量[16]㊂C =11.64(A 663-A 750)-2.16(A 645-A 750)+0.1(A 630-A 650)C hl a =108(CV 1)V 2ρ式中:V 1为提取液体积(mL);V 2为藻液体积(mL);ρ为藻细胞密度(cells ㊃mL -1);C hl a 为叶绿素a 含量(μg ㊃(108cells)-1)㊂1.2.4㊀粗酶液的提取在实验的第4㊁8㊁12和16天取10mL 藻液,10000r ㊃min -1离心10min ,收集藻细胞,加0.05mg㊃L -1㊁pH 为7.8的磷酸缓冲液1.5mL ,并于液氮内反复冻融5次后用匀浆器研磨5min ,然后在4ħ下40000r ㊃min -1离心10min ,所得上清液即为粗酶液㊂1.2.5㊀可溶性蛋白含量㊁抗氧化酶活性㊁丙二醛含量和可溶性糖的测定取由实验1.2.4所提取的粗酶液,以考马斯亮蓝法测定可溶性蛋白含量[17],以愈创木酚法[18]测定过氧化物酶(POD)活性,以钼酸铵比色法[19]测定过氧化氢酶(CAT)活性,以硫代巴比妥酸TBA 比色法[20]测定丙二醛(MDA)含量,以蒽酮硫酸比色法[21]测定可溶性糖含量㊂以上指标均采用南京建成生物工程研究所测试盒测定㊂1.3㊀数据处理结果采用Origin2019软件进行处理和绘图,同时,使用SPSS 20.0软件进行差异显著性分析及检验,当P <0.05差异显著㊂2㊀结果与讨论(Results and discussion )2.1㊀La 3+对铜绿微囊藻生长量的影响由图1可知,在对照组中,培养初期藻细胞处于适应阶段,生长差异不明显,第10天藻细胞进入对数生长期㊂藻的生长量总体高于缺N 和缺P 这2组,可知N ㊁P 元素的缺乏会对藻类的正常生长产生不利影响[22]㊂当La 3+浓度在0~1.00mg ㊃L -1范围内,铜绿微囊藻生长量随La 3+浓度增加呈现先增后减的趋势,均表现为促进作用㊂在La 3+浓度为0.50mg ㊃L -1时,La 3+对铜绿微囊藻的刺激作用达到最大,藻细胞的增长幅度明显高于不加稀土La 3+的空白组(P <0.01),在第16天达到最大生物量1.77ˑ105cells ㊃mL -1,比空白组(0mg ㊃L -1La 3+)生物量增加了43.59%㊂在缺P 组中,藻细胞增长较为缓慢,当La 3+浓度为0.10~0.20mg ㊃L -1时,藻细胞的生长幅度显著高于单一缺P 组(P <0.01),且La 3+浓度为0.20mg ㊃L -1时,促进作用达到最大,在第16天达到最大生物量6.59ˑ106cells ㊃mL -1,比单一缺P 组增加了7.32%;随着La 3+浓度的增加(0.50~1.00mg ㊃L -1),铜绿微囊藻的生长受到抑制,其藻细胞的生长幅度低于空白组(P <0.01),且浓度越大,抑制作用越强㊂在缺N 组中,在La 3+浓度为0mg ㊃L -1时,藻可以维持11d 的缓慢生长,其细胞密度最大为2.71ˑ106cells ㊃mL -1,而La 3+浓度为0.10~1.00mg ㊃L -1时,藻细胞量在7d 缓慢增加后迅速减少,且藻细胞在整个培养期内的生长量均低于单一缺N 组,说明La 3+在缺N 胁迫下,对铜绿微囊藻表现为迫害作用㊂铜绿微囊藻在缺N 培养基中细胞的生物量明显低于缺P 培养基中的生长,铜绿微囊藻对P 缺乏的耐受能力高于对N 缺乏的耐受能力(P <0.01)㊂铜绿微囊藻在适应期结束后未迅速进入对数生长期,而出现停止生长甚至下降的趋势,因此,测定藻细胞内各生理指标意义不大,后续分析中不考虑缺N 组㊂由此可见,缺乏N ㊁P 营养元素不利于铜绿微囊藻的生长,而适量的La 能促进藻类的生长㊂缺P 会降低铜绿微囊藻对稀土La 3+浓度的耐受能力,可能是因为藻细胞对稀土的富集能力与磷元素有关㊂崔宜淳[23]的培养实验结果表明,少量稀土元素能够改变藻类细胞器的某些结构及相应的功能,此外,稀土可以与某些特定的酶结合,并激活酶的活性,进而加快藻细胞的生长代谢,促进藻类生长,这一结论与吕赟等[24]对水华鱼腥藻的培养实验结果相似;而在第6期卢桂蓉等:稀土元素La(Ⅲ)对铜绿微囊藻生长和生理特性的影响259㊀高浓度稀土的培养下,藻类的生长会受到抑制,相关实验研究也证明,过量的稀土元素会竞争性地结合活性中心,抑制多种与藻类生长相关酶的活性,导致藻类的生长受到抑制[25]㊂铜绿微囊藻对P 缺乏的耐受力高于对N 缺乏的耐受力,适宜浓度的稀土La 3+能短时间抵抗由于缺P 造成的损害,维持铜绿微囊藻的正常生长;但在缺N 胁迫下,稀土La 3+不能减少缺N 胁迫的损害,反而与缺N 共同对铜绿微囊藻的生长造成了负面影响㊂2.2㊀La 3+对Chl a 含量的影响大多数藻细胞通常需要通过光合作用才能合成维持其自身正常生命代谢活动所需要的有机物,而Chl a 作为一种重要的光合色素,具有吸收并转化光能的功能,其转换效率即光合作用效率能够直接反映藻细胞将光能转化为自身所需化学能的能力,是光合作用的重要指标之一[26]㊂因此,Chl a 可以作为评估植物或藻类生长状况的一项重要指标㊂如图2所示,在对照组中,Chl a 含量在整个培养周期内均呈现增加趋势,随着藻进入对数期,Chla 增长幅度增加,且增加量随着La 3+浓度的升高呈现先增后减的趋势㊂在La 3+浓度为0.50mg ㊃L -1时Chl a 含量达到最大,在第4㊁8㊁12和16天的生长量分别比空白组藻Chl a 的含量提高了22.81%㊁45.68%㊁71.00%和80.95%(P <0.01)㊂即适宜浓度的稀土La 3+能提高铜绿微囊藻的光合效率,促进叶绿素的合成㊂在缺P 组中,低浓度的La 3+(0.10~0.20mg ㊃L -1)对Chl a 表现为刺激作用(P <0.01),浓度为0.20mg ∙L -1时促进作用达到最大,其Chl a 含量在第12天为0.89mg ㊃L -1,比单一缺P 组(0mg ㊃L -1La 3+)中图1㊀在不同生长环境下不同浓度La 3+对铜绿微囊藻生长量的影响注:(a)对照组;(b)缺磷组;(c)缺氮组㊂Fig.1㊀Effects of La 3+with different concentration on the growth of Microcystis aeruginosa under different growth environmentsNote:(a)Control group;(b)Phosphorus deficiency group;(c)Nitrogen deficiencygroup.图2㊀不同浓度La 3+处理下对叶绿素a (Chl a )的影响注:(a)对照组;(b)缺磷组㊂Fig.2㊀Chlorophyl a (Chl a )content under different La 3+treatmentsNote:(a)Control group;(b)Phosphorus deficiency group.260㊀生态毒理学报第16卷铜绿微囊藻中Chl a 含量提高了31.75%,而高浓度的La 3+(0.50~1.00mg ㊃L -1)表现为抑制作用,在La 3+浓度为1.00mg ㊃L -1抑制作用达到最大,第16天的Chl a 含量为0.57mg ㊃L -1,比单一缺P 组降低了15.48%㊂在相同La 3+浓度下,缺P 组藻细胞内Chl a含量低于对照组,即缺P 会影响藻细胞内Chl a 的合成,这一结果与张杰等[9]研究La 对水稻幼苗影响的实验结果类似㊂本研究表明,适宜La 3+浓度能够刺激细胞内Chl a 的合成从而提高光合效率,有利于铜绿微囊藻细胞合成大量有机物㊂已有的研究表明,适宜的稀土元素可以作为一种中间物质与K +㊁Na +和Ca 2+等离子发生相互作用,调节细胞对某些营养元素的吸收效率,进而增加细胞内叶绿素的合成量,而高浓度La 3+对细胞的活化作用低于Mg 2+,使细胞内叶绿素的合成受到较强的抑制作用[27]㊂2.3㊀La 3+对可溶性糖含量的影响可溶性糖在植物的整个生命周期中具有十分重要的作用㊂已有的研究表明,可溶性糖可作为植物生长发育和有关基因表达的重要调节因子之一,也是维持藻细胞正常渗透压的重要调节物质,能表示藻类细胞的抗逆性大小,其含量在一定的程度上能够定性地反映藻类细胞抵御外界不良环境的能力[28]㊂同时,可溶性糖作为植物光合作用的主要产物,是储存㊁积累及运输有机物的主要形式[29]㊂如图3所示,对照组中,在整个培养周期内,随着培养时间的延长,不同La 3+浓度处理下的藻细胞内可溶性糖的含量均逐渐减少㊂在La 3+浓度为0.10~0.50mg ㊃L -1时,可溶性糖含量低于空白组,且随La 3+浓度增加可溶性糖含量减少㊂在前半个周期中,当La 3+浓度为1.00mg ㊃L -1时,可溶性糖含量明显高于空白组(P <0.01)㊂在第4㊁12和16天中,La 3+浓度为0.50mg ㊃L -1时,可溶性糖含量分别达到同一时间测定的最低量,分别为425.89㊁195.32和114.73mg ㊃L -1㊂缺P 胁迫下,La 3+浓度在0.10~0.02mg ㊃L -1范围内可溶性糖含量减少,在La 3+浓度为0.10mg ㊃L -1时,可溶性糖含量最低,其在第4㊁8㊁12和16天含量分别为554.34㊁421.02㊁305.93和224.74mg ㊃L -1,分别比单一缺P 胁迫下的铜绿微囊藻中可溶性糖含量降低了11.91%㊁26.13%㊁33.40%和28.89%㊂当稀土La 3+的浓度大于0.20mg ㊃L -1时,可溶性糖的含量随稀土La 3+浓度增加而增多㊂不同浓度的稀土La 3+对缺P 组和对照组的藻有不同的影响机制,缺P 组中藻内可溶性糖的含量整体高于对照组,且在可溶性糖含量最低时对应的稀土La 3+浓度存在差异㊂在轻度胁迫下,可溶性糖可作为渗透压调节剂,维持着细胞内渗透压平衡[30];有研究表明,重金属胁迫下,细胞内的可溶性糖会出现几种不同的变化趋势[30-33]㊂在本实验中,可溶性糖的含量随着稀土La 3+浓度增加呈现先减后增的趋势,这与王琼等[30]的实验结果一致,可知对照组中可溶性糖含量的变化趋势主要是由于渗透压引起㊂在缺P 组中,低浓度的La 3+可能通过改变细胞器结构功能,促进细胞利用糖类作为能量供给来加快藻类细胞的代谢;而高浓度的La 3+可能使细胞外渗透压增大,藻细胞破灭导致可溶性糖流出,测定出的可溶图3㊀不同浓度La 3+处理下可溶性糖含量变化注:(a)对照组;(b)缺磷组㊂Fig.3㊀Soluble sugar content under different La 3+treatmentsNote:(a)Control group;(b)Phosphorus deficiency group.第6期卢桂蓉等:稀土元素La(Ⅲ)对铜绿微囊藻生长和生理特性的影响261㊀性糖含量增加㊂同时,在高浓度La 3+的胁迫下,藻细胞的结构受损,而P 元素是细胞内能量直接来源ATP 合成的必要元素,缺P 会导致A TP 含量减少,使可溶性糖的利用量大大降低,可溶性糖在细胞内的积累量增加,造成其含量明显高于对照组中的含量㊂2.4㊀La 3+对可溶性蛋白含量的影响藻细胞中的大部分可溶性蛋白质是参与藻类各种代谢有关的酶类,因此,可溶性蛋白含量可以作为衡量藻类或植物的生理生化反应及总代谢的重要指标之一㊂由图4可知,对照组中,浓度为0.10~1.00mg ㊃L -1的稀土La 3+能显著提高铜绿微囊藻的蛋白质含量(P <0.01),在浓度为0.50mg ㊃L -1时,藻类蛋白质含量达到最大,在第8㊁12和16天的含量分别为0.70㊁1.45和1.91mg ㊃L -1,分别比空白组中铜绿微囊藻的蛋白质含量提高了22.81%㊁46.46%和0.24%㊂蛋白质的含量与光合作用密切相关,在此浓度范围内,稀土La 3+促进Chl a 的合成,提高了藻细胞的光合速率,使光合作用制造的蛋白质明显增多㊂缺P 组中,在La 3+浓度为0.10~0.20mg ㊃L -1时,蛋白质含量高于单一缺P 组,表现为促进作用,且在浓度为0.2mg ㊃L -1时促进作用最明显,在第12天的蛋白质含量提高量最大(P <0.01),为34.54%;随着培养液中La 3+浓度增加(La 3+浓度>0.2mg ㊃L -1),藻细胞内的可溶性蛋白的含量呈下降趋势㊂缺P 组中,蛋白质含量及增长速度均低于相同浓度La 3+处理下的对照组,对照组中的蛋白质含量在第16天最高达到1.906mg ㊃L -1,比缺P 组中最高含量0.844mg ㊃L -1提高55.7%㊂因此,缺P 会影响藻细胞内蛋白质的合成,进而影响藻类的正常代谢㊂低浓度的La 3+均能增加可溶性蛋白质的含量,已有的研究结果表明,适量的稀土能通过某种机制将信号传递到细胞内,促进钙调蛋白(CaM)基因表达,激活依赖于CaM 的各种酶活性,引起蛋白质含量升高[34];而高浓度的La 3+则抑制CaM 基因表达[35-36],使合成的蛋白质等有机物量减少㊂图4㊀不同浓度La 3+处理下蛋白质含量变化注:(a)对照组;(b)缺磷组㊂Fig.4㊀Protein content under different La 3+treatmentsNote:(a)Controll group;(b)Phosphorus deficiency group.2.5㊀La 3+对CAT ㊁POD 活性的影响植物在生长发育过程中需要吸收㊁利用氧气来维持自身的正常生长代谢,在此过程中,细胞内会生成一定量的有害物质活性氧(ROS)[37]㊂活性氧作为自然生理过程中产生的有害代谢产物,具有氧化植物细胞内的蛋白质㊁脂质和核酸,以及破坏植物细胞正常结构和生理功能的危害作用[38-39]㊂在植物正常的生长过程中,植物体内的ROS 会保持一种动态平衡,即植物体内产生的ROS 与体内抗氧化系统清除ROS的物质存在一定关系[40]㊂但是,当植物细胞受到严重胁迫时,细胞体内产生的ROS 将无法及时被抗氧化系统消除,进而大量累积,抑制了抗氧化酶活性[41]㊂植物细胞内具有清除ROS 功能的抗氧化防御体系,该体系由SOD ㊁CAT 和POD 组成[42],其活性可以直接反映生物体抵御不良环境的能力㊂其中,SOD 作为生物体内抗氧化防御系统清除ROS 的第一道防线[43-44],在㊃O -2的诱导下其活性会升高并歧化㊃O -2产生H 2O 2[45];随着催化底物H 2O 2的增多,262㊀生态毒理学报第16卷POD 和CAT 活性会上升并将H 2O 2降解成H 2O 和O 2,可见,POD 与SOD 活性在细胞体内存在一定的相关性,而杜金戈等[12]在进行钇(Y 3+)对铜绿微囊藻生长及生理影响研究时发现,在缺N ㊁P 胁迫下,SOD 和POD 活性随稀土Y 3+浓度变化的趋势大致相同㊂因此,本文测定了POD 和CA T 活性来反映藻细胞抵抗逆境的能力,其实验结果如图5和图6所示㊂如图5和图6所示,缺P 组中,CAT 和POD 的活性均随La 3+浓度的增加,表现出先增后减的趋势㊂在第12天,La 3+浓度达到0.20mg ㊃L -1时,CAT 和POD 活性均达到最高,分别为11.29U ㊃(108cells)-1和7.29U ㊃(108cells)-1,比单一缺P 组分别提高了25.58%和30.65%(P <0.01);而高浓度La 3+下,CAT 和POD 活性下降,可能是因为高浓度的La 3+破坏了藻细胞内的抗氧化平衡,导致抗氧化酶活性降低㊂在第16天时,在长时间的缺P 和La 3+的协同胁迫下,铜绿微囊藻受到抑制作用增强,叶绿素合成减少,蛋白质含量下降,CAT 活性也随之下降㊂对照组中,CAT 和POD 的活性与缺P 组表现出类似的变化趋势,但CAT(P <0.01)和POD 在La 3+浓度为0.5mg ㊃L -1时活性达到最大值㊂对比2组实验可以发现,缺P 组中CAT 和POD 活性高于对照组,而藻细胞对La 3+的耐受能力低于于对照组,即营养元素P的缺乏会加重铜绿微囊藻图5㊀不同浓度La 3+处理下过氧化氢酶(CAT )活性变化注:(a)对照组;(b)缺磷组㊂Fig.5㊀The catalase (CAT)activity under different La 3+treatmentsNote:(a)Control group;(b)Phosphorus deficiencygroup.图6㊀不同浓度La 3+处理下过氧化物酶(POD )活性变化注:(a)对照组;(b)缺磷组㊂Fig.6㊀The peroxidase (POD)activity under different La 3+treatmentsNote:(a)Control group;(b)Phosphorus deficiency group.第6期卢桂蓉等:稀土元素La(Ⅲ)对铜绿微囊藻生长和生理特性的影响263㊀膜脂过氧化的程度㊂与杜金戈等[12]的实验结果类似,即低浓度的稀土元素能促进酶活性的增强,高浓度则抑制酶活性㊂2.6㊀La 3+对MDA 含量的影响MDA 是细胞膜脂过氧化过程中的一种重要产物,常作为反映植物衰老生理和抗性生理状况的指标,其含量可用来表达细胞膜膜脂过氧化的程度,间接确定膜系统受损程度以及植物的抗逆性㊂因此,MDA 的含量可以作为判断细胞膜结构损伤程度以及藻体受胁迫程度的重要依据[46-47]㊂如图7所示,在对照组和缺P 组中,不同La 3+浓度对铜绿微囊藻中MDA 含量变化有相似的影响,但在缺P 和稀土La 3+同时胁迫下,铜绿微囊藻MDA 含量高于单一稀土La 3+胁迫下的含量㊂在缺P 组中,MDA 含量随稀土La 3+浓度的增加表现出先减少后增加的趋势,且不同La 3+浓度处理下MDA 含量均随处理时间的延长而增加㊂在第16天,稀土La 3+浓度为0.10~0.20mg ㊃L -1时,MDA 含量低于单一缺P 组(P <0.01),在稀土La 3+浓度为0.20mg ㊃L -1时,MDA 达到最低含量2.25mg ㊃L -1,比单一缺P 组中MDA 含量降低6.25%,而La 3+浓度>0.20mg ㊃L -1时,MDA 含量上升,即适量的稀土元素La 3+有利于铜绿微囊藻抵御缺P 胁迫㊂对比CAT ㊁POD 活性和MDA 含量可知,低浓度的稀土La 3+能增强细胞中抗氧化酶的活性,降低MDA 含量,减少缺P 胁迫对细胞的损害,维持藻细胞的正常生长代谢;而高浓度的La 3+严重阻碍抗氧化酶的合成,使藻类细胞的抗氧化体系无法正常运行,细胞膜脂过氧化,干扰和破坏细胞的正常功能㊂同时,产生并积累的大量MDA 反过来抑制抗氧化酶活性[48],严重影响藻细胞的正常生命代谢水平㊂2.7㊀生理毒理指标相关性此外,本研究对藻的生理毒理指标进行了相关性分析㊂由表1可知,生物量㊁叶绿素a 含量㊁可溶性蛋白含量㊁CAT 活性㊁POD 活性㊁MDA 含量之间均呈显著正相关(P <0.05或P <0.01)㊂其中,铜绿微囊藻的生物量与CAT 活性㊁POD 活性㊁MDA 含量之间相关系数达到0.90以上,呈现显著正相关(P <0.01),说明铜绿微囊藻的生长状况与酶活性存在一定的关联;而CAT ㊁POD 作为藻细胞内2种重要的抗氧化酶,在一定程度上,其活性对藻细胞受损程度有相似的反映;同时,铜绿微囊藻藻细胞密度对于叶绿素a 和可溶性蛋白的合成有重要的影响,直接影响两者的含量㊂但是,可溶性糖与其他6项生理毒理学指标均呈显著负相关(P <0.05),即在实验测定时间内,在一定浓度稀土La 的影响下,铜绿微囊藻藻细胞中可溶性糖含量越低,藻细胞抗氧化酶活性越高,铜绿微囊藻生长越好㊂综上所述,不管是正常水体还是在缺P 的贫营养水体中,轻稀土La 3+对铜绿微囊藻的生态学效应在细胞层次上均表现出典型 Hormesis 现象,具体表现为:(1)在对照组中,低浓度La 3+(0.10~0.50mg ㊃L -1)对铜绿微囊藻的生长有一定促进作用,高浓度(>0.50mg ㊃L -1)La 3+对铜绿微囊藻的生长有一定抑制作用㊂图7㊀不同浓度La 3+处理下丙二醛(MDA )含量变化注:(a)对照组;(b)缺磷组㊂Fig.7㊀Malondialdehyde (MDA)content under different La 3+treatmentsNote:(a)Control group;(b)Phosphorus deficiency group.。

中国环境科学 2021,41(4)：1900~1908 China Environmental Science 铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析象豫1,2,徐慧2,李昆1*,王希2,3,吴昊澜2,4,樊华1(1.南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031；2.中国科学院生态环境研究中心,环境水质学国家重点实验室,北京 100085；3.中国科学院大学,北京 100049；4.中国地质大学(北京)水资源与环境学院,北京 100083)摘要：以铜绿微囊藻、氯化铝(AlCl3·6H2O)为研究对象,通过三维荧光、场发射扫描电镜等表征,探究了藻类对氟化物混凝去除机制的影响.结果表明,在pH值为7.0,8.0,9.0,Al投加量在20.0~80.0mg/L的条件下,铜绿微囊藻对混凝除氟有明显的促进作用,其促进作用主要在于藻絮体对氟的表面吸附.铜绿微囊藻与氯化铝水解产物通过吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大较多的絮体.絮体粒径越大,除氟率越高.pH值为7.0,Al投加量为40.0mg/L时,絮体粒径达到最大值500µm,此时氟去除率最高,为77.37%;当Al投加量为80.0mg/L时,藻细胞破损严重,有机物过多释放,对混凝除氟起阻碍作用.絮体破碎吸附实验结果表明,对絮体进行一定强度破碎可以增加吸附位点,从而提高氟的去除率;但破碎强度过大,絮体粒径过小,对氟的吸附效率亦会降低.关键词：铜绿微囊藻；除氟；混凝；絮体；吸附中图分类号：X172 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2021)04-1900-09Promotion effect of Microcystis aeruginosa on defluorination by coagulation and its mechanism analysis. XIANG Yu1,2, XU Hui2, LI Kun1*, WANG Xi2,3, WU Hao-Lan2,4, FAN Hua1(1.School of Resources Environment and Chemical Engineering, Nanchang University, Nanchang 330031, China；2.State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；4.School of Water Resources and Environment Engineering, China University of Geosciences (Beijing), Beijing 100083, China). China Environmental Science, 2021,41(4)：1900~1908Abstract：Microcystis aeruginosa and aluminum chloride (AlCl3·6H2O) were chosen to research the effect of algae on the coagulation removal mechanism of fluoride through 3D-EEM, FE-SEM. The results showed that Microcystis aeruginosa had an obvious promotion effect on defluorination under the conditions of pH 7.0, 8.0, 9.0 and Al dosage of 20.0~80.0mg/L, which was mainly due to the surface adsorption of fluoride by algal flocs. Microcystis aeruginosa and the hydrolyzed products of coagulant aggregated into larger flocs by bridging and sweep flocculation. The larger the floc size was, the larger the fluoride removal rate was. When the pH value was 7.0 and the Al dosage was 40.0mg/L, the flocs reached the maximum particle size (500µm), and the fluoride removal rate was the largest (77.37%). When the Al dosage was 80mg/L, the algal cells were seriously damaged and the organic matter was released, which hindered the defluorination process. The results of floc breakage and adsorption experiments showed that certain strength breakage of algae floc could increase the adsorption site and thus improved the removal rate of fluoride. Excessive breakage led to too small particle size of algae flocs, resulting in the reduction of fluoride adsorption efficiency.Key words：microcystis aeruginosa；defluorination；coagulation；floc；adsorption氟是人体所必需的微量元素,对骨骼和牙齿生长发育至关重要,但是长时期的过量摄入则会导致氟中毒[1].天然地质条件和以氟为原料的工业生产过程,如电镀,陶瓷生产,半导体制造以及砖和玻璃生产等,都会向水环境中转移氟离子[3].我国遭受氟超标饮用水威胁的人口分布范围较为广泛,主要分布区域是华东,西北,东北,华北等部分省市自治区.我国农村饮用氟离子浓度大于1.5mg/L的饮用水人口达到5000万人.饮用水除氟主要采用混凝沉淀法,吸附法,离子交换法,电渗析,膜分离法等[4-9].相较于其他方法,混凝沉淀法工艺简单,处理成本低,水量大且后期维护少,即使在不发达的农村地区也具有很高的可操作性.混凝沉淀法主要是利用混凝剂产生的电性中和、吸附架桥及网捕卷扫等作用.在混凝过程中,铝盐水解形成氢氧化铝絮体,氟化物通过附着在絮体上而被除去.在此过程中涉及到Al-F络合,离子交换,电子吸引和物理吸附等多种作用[10].收稿日期：2020-08-25基金项目：国家科技重大专项(2017ZX07108-002,2017ZX07501-002);国家自然科学基金资助项目(51778604);宁夏回族自治区重大项目(2019BFG02032)* 责任作者, 讲师,*************.cn4期象豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 1901我国北方某地区的地表水氟含量超标,同时又伴随着季节性水体富营养化问题.水体的富营养化会导致水体中藻类的大量生长繁殖,引起水华的爆发[11].水华爆发不仅会破坏水体的生态平衡,而且会严重地干扰水处理过程,藻类的形态多样、浓度分布不均、分泌的有机物量大且种类复杂,会对混凝效果产生较大的影响[12].一般说来,藻类在浓度较低时,对混凝过程有不同程度的促进作用,而在高浓度时,对混凝过程有不同程度的干扰[13].目前关于藻类对混凝除氟影响的研究鲜少,当系统中存在氟化物时,藻类细胞是否会对除氟效果产生影响还不清楚.本文以铜绿微囊藻为研究对象,探究藻类对氟化物的混凝去除机制的影响,以及混凝剂、藻类、氟化物三者之间的相互作用、相互影响机制,以期为水华爆发阶段水体中氟化物的混凝去除实际应用提供参考.1材料与方法1.1实验试剂及仪器NaF,HCl,NaOH,AlCl3·6H2O,NaNO3,NaHCO3等均为分析纯试剂,购于国药化学试剂有限公司;实验用水为超纯水.六联搅拌仪(MY3000.6G,梅宇,中国);浊度仪(2100N, HACH,美国);pH计(MP220, Mettler-Toledo,瑞士);紫外分光光度计(UH5300,Hitachi,日本);马尔文激光粒度仪(M astersizer 2000,M alvern,英国);电感耦合等离子体发射光谱仪(ICPE-9820,岛津,日本);离子色谱仪(AQUION,Thermo Fisher Scientific,美国);总有机碳分析仪(TOC-L,岛津,日本);三维荧光光谱仪(F-7000,Hitachi,日本);傅立叶变换红外光谱仪(Nicolet 8700,Thermo Fisher Scientific,美国);场发射扫描电子显微镜(SU-8020,HITACHI,日本).1.2藻种培养及水样配置本实验所用的铜绿微囊藻购置于中国科学院武汉水生生物研究所,编号为FACHB-315,采用BG11培养基进行培养.无菌条件下将藻种接种至玻璃锥形瓶中,放在光照培养箱中进行曝气培养,培养条件:温度(25±1),℃光照强度2400lux,时间设置12h 昼/12h夜.藻细胞对可见光能产生一定的吸收, 680nm处的光吸收主要是由于藻类细胞中的叶绿素ａ的存在.本实验配水中的叶绿素a仅由铜绿微囊藻贡献,因此用680nm处的吸光度(OD680)来间接表示藻细胞的浓度.在实验中,将处于初始稳定期的铜绿微囊藻溶液稀释至680nm吸光度值为0.3,加入5.0mmol/L NaNO3和4.0mmol/L NaHCO3以调节离子强度和碱度.在稀释的藻液中加入NaF,使体系中的氟离子浓度为10.0mg/L.1.3实验方法1.3.1混凝实验使用1mol/L HCl和0.5mol/L NaOH溶液将水样分别调节pH值为7.0,8.0,9.0,混凝剂为氯化铝,投加量(以Al计)分别设置为:1.0,2.0, 5.0,8.0,12.0,15.0,20.0,40.0,60.0,80.0,100.0,120.0mg/L,于六联搅拌机上进行混凝实验.混凝程序设置为: 250r/min转速快速搅拌30s使水质混合均匀,投加混凝剂并以200r/min转速快速搅拌90s,以40r/min转速慢速搅拌10min,沉淀30min.每个样品做2个平行实验,混凝结束后,于上清液下2.0cm处取样进行水质分析,取絮体冷冻干燥后进行表征.1.3.2吸附实验在pH值为7.0,Al投加量为40.0mg/L的条件下,对无NaF的含藻水样(OD680为0.3)进行混凝实验,混凝程序设置为:250r/min转速快速搅拌30s使水质混合均匀,投加混凝剂并以200r/min转速快速搅拌90s,以40r/min转速慢速搅拌10min.再对已形成的絮体分别以3种搅拌强度(分别为:0,400,800r/min)破碎2min,使其破碎成不同粒径的絮体,随后将NaF储备液投加至破碎后的体系中,使体系的氟离子浓度为10.0mg/L(以F-计),放于摇床低速震荡2h,每20min取一次样进行水质分析,取絮体冷冻干燥后用于表征.1.3.3藻在含氟水体中的培养将处于初始稳定期的铜绿微囊藻溶液稀释至680nm吸光度值为0.3,加入5.0mmol/L NaNO3和4.0mmol/L NaHCO3以调节离子强度和碱度.在稀释后的藻液中加入NaF,使体系中的氟离子浓度为10.0mg/L,放于摇床低速震荡2h,定时取样检测氟离子浓度.1.4水质分析水质分析主要考察氟离子浓度,藻细胞浓度以及有机物种类和浓度.水样氟离子浓度用离子色谱法测定;藻细胞浓度以其悬浊液在680nm处的吸光度值来代表;有机物的浓度和种类分别用总有机碳分析仪和三维荧光光谱仪来表征.三维荧光测定条件设定为:激发波长(E X)为220~400nm,发射波长(E M)为220~1902 中国环境科学 41卷550nm,狭缝宽度均为5nm;光谱的扫描速度为12000nm/min.将激发和发射波长所形成的荧光区域进行分区,分成代表5种不同类型的有机物,分别为:芳香蛋白类物质(AP)ⅠⅠ,芳香蛋白类物质(AP)ⅡⅡ,富里酸类物质(FA),溶解性微生物代谢产物(SMP)、腐殖酸类物质(HA),各部分分区范围如表1所示.通过荧光区域整合法(FRI),将特定荧光区域的积分体积进行加和,最后以单位浓度(mg/L)溶解有机碳(DOC)对其进行标准化,得出某一荧光区域的特定结构有机物的积分占总积分的比例(Pi, n),将样品的实测DOC浓度与(Pi, n)相乘,得出各组分浓度[14].表1三维荧光光谱5个积分区域Table 1 Five integral areas of 3D-EEM区域所代表有机物类型激发波长(nm) 发射波长(nm)Ⅰ芳香蛋白类物质(AP)ⅠⅠ 220~250 280~330Ⅱ芳香蛋白类物质(AP)ⅡⅡ 220~250 330~380Ⅲ富里酸类物质(FA) 220~250 380~500Ⅳ溶解性微生物代谢产物(SMP)250~280 280~380Ⅴ腐殖酸类物质(HA) 250~400 380~500 1.5絮体的表征采用马尔文激光粒度仪对絮体的粒径进行实时监测,场发射扫描电子显微镜对冷冻干燥后的絮体表面形貌及表面元素成分进行点线面观察和分析.2结果与分析2.1铜绿微囊藻对不同投加量混凝剂除氟的影响2.1.1除氟效果如图1所示, 随着混凝剂投量的增加,有藻和无藻体系的氟去除率均呈现出先增加后减小的趋势.在3个pH值条件下,当Al投加量≤20.0mg/L时,有无铜绿微囊藻对氟的去除没有明显的影响. Al投加量>20.0mg/L时,有藻体系显示出了更高的去除率.当pH=7.0时,铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用最大,无藻体系在Al投加量为20.0mg/L 时达到最高氟去除率48.11%,这与有藻体系的氟去除率相差无几;但在Al投加量为40.0mg/L时,有藻体系达到最高氟去除率73.03%,而此时无藻体系的氟去除率仅为31.03%,铜绿微囊藻的存在提高了42.00%的氟去除率.2.1.2出水pH值 pH值不仅对铝盐的水解和絮凝反应速度影响显著,也会对絮凝体的沉降和除氟效果产生明显影响[15].当原水为中性或弱碱性时, Al3+聚合并形成Al2-Al4、A l5-Al12、Al13-Al16等聚合物.这些铝聚合物可以转化为无定形Al(OH)3或沉淀为不溶性Al-F-OH,两者都能进一步吸附氟化物,除氟效果能得到改善.当原水pH值过低时,铝盐的水解产物以水合铝离子为主要形态,对氟不能进行有效的络合、沉淀[16].0204060 80 100 12020406080100氟去除率(%)Al投加量( mg/L)0204060 80 100 12020406080100氟去除率(%)Al投加量(mg/L)0204060 80 10012020406080氟去除率(%)Al投加量(mg/L)图1 不同条件下的氟去除率Fig.1 Fluoride removal rate under different conditions如图2所示,在不同的初始pH值条件下,随着Al投加量增加,两种体系的pH值变化情况无显著差异,均呈现缓慢降低的趋势.Al投加量从0增加到120.0mg/L,平衡pH值均持续下降到4.5左右,这是由于Al3+水解和OH-的消耗.当体系中有铜绿微囊藻存4期 象 豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 1903在,Al 投加量大于20.0mg/L 时,出水pH 值的变化幅度明显较无藻体系小,可见铜绿微囊藻及其有机物起到了一定程度的缓冲作用[17].出水p H 值Al 投加量(mg/L)0 20 40 60 80 100 12045 6 7 8 9出水p H 值Al 投加量(mg/L)0 20 40 60 8010012045 67 8 9图2 两种体系的出水pH 值 Fig.2 Effluent pH of two systems2.1.3 藻密度 如图3所示,在pH=7.0,不同Al 投加量下混凝出水的浊度和OD 680的变化趋势显示出了很高的一致性,均可表征藻的去除效果.Al 投加量在0~20.0mg/L 范围内,OD 680快速下降,表明铜绿微囊藻在低的投加量下被大量去除,浊度的快速下降表明体系中已经形成了具有一定沉降性的藻絮体.Al 投加量在20.0~40.0mg/L 时,出水OD 680和浊度以缓慢的速度继续下降,结合絮体更加快速生长的实验现象以及有藻体系具有高除氟率的实验结果,可见有藻体系显示出的更高的除氟率是由于铜绿微囊藻及其有机物与混凝剂形成的絮体的作用.蓝藻细胞的胞外聚合物(EPS)主要由糖类、脂质、蛋白质类等构成,含有羰基、羧基、羟基等丰富的官能团[18-20],是复杂的大分子有机物,可以提高絮体的初始形成速率,使吸附架桥和网捕卷扫作用增强,有助于形成较大粒径的絮体结构[21],对氟的吸附作用增强[22].Al>40.0mg/L 时,剩余氟离子浓度升高,是由于藻细胞破损加重,胞内有机物释放,阻碍了混凝作用.204060 80 100 120246810Al 投加量(mg/L)浊度(N T U )O D 680/A b s图3 Al 投加量对铜绿微囊藻的影响 Fig.3 Effect of Al dosage on Microcystis aeruginosa2.2 三维荧光分析为探究实验过程中水样的有机物变化,测量了pH 值分别为7.0、8.0、9.0,Al 投加量分别为0(原水)、20.0、40.0、80.0mg/L 条件下的出水三维荧光.如图4所示,不同pH 值、不同Al 投加量的水样的5种组分的荧光响应值和浓度均不同.Al=20.0和40.0mg/L 时,各类组分的荧光响应值和浓度较原水样均有一定程度的降低.250 300 350 400 450 500550E m (nm)E x(n m )0 50.00 100.0 150.0200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550E m (nm)E x(n m )50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0220240260280300320340360380400E m (nm)E x(n m )050.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250 300 350 400 450 500550220240 260 280 300 320 340 360 380 400 E m (nm)E x (n m )0 50.00 100.0 150.0 200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550220240 260 280 300 320 340 360 380 400 E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250300 350 400 450 500 550220240260280300320340360380400E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.01904中 国 环 境 科 学 41卷250 300 350 400 450 500 550E m (nm)E x(n m )0 50.00 100.0 150.0 200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550220240 260 280 300 320 340 360 380400E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250300 350 400 450 500 550220240260280300320340360380400E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250 300 350 400 450 500550E m (nm)E x(n m )0 50.00 100.0 150.0200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550E m (nm)E x(n m )050.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250300 350 400 450 500 550220240260280300320340360380400E m (nm) E x(n m )050.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0浓度(m g /L )成分FA 00.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0浓度(m g /L )API APII FA SMP HA 0.00.51.01.52.02.53.03.54.0成分浓度(m g /L )API APII FA SMP HA0.51.01.52.02.53.03.54.0成分图4 不同条件下的三维荧光图及各组分浓度Fig.4 3D -EEM spectrum and concentration of each component under different conditionsAl 投加量为40.0mg/L 时,在pH 为9.0时,各组分的荧光响应值和浓度较20.0mg/L 的Al 投加量都有上升.但在pH 值为7.0和8.0时,芳香蛋白类物质和富里酸类物质没有上升.当Al 投加量增加为80.0mg/L 时,3个pH 值条件下,各个组分的荧光响应值和浓度较20.0mg/L 的Al 投加量均上升.这是因为高浓度的金属离子会刺激藻细胞发生抗氧化反应而破坏膜系统,胞内有机物流出[23],尤其是腐殖酸的大量溶出,对混凝起到了干扰[24],从而降低了除氟效果. 2.3 藻絮体的表征混凝剂投加到水体后,其水解产物与铜绿微囊藻及其EPS 发生吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大絮体[25].为探究絮体的粒径变化,使用马尔文激光粒度仪对絮体的粒径进行了实时监测.在本文中,使用絮体的平均尺寸(D 50)来代表絮体的实际尺寸.结果如图5,pH 值分别为7.0,8.0,9.0时,随着Al 投加量由20.0mg/L 增加到80.0mg/L,絮体平衡时的粒径呈现出先增大后减小的趋势,都在40.0mg/L 的Al 投加量达到最大平衡粒径,分别为500.0,350.0和200.0µm,趋势与氟去除率相吻合,可见藻类及其有机物与混凝剂形成的絮体性质对氟的去除起着重要的作用,氟去除率随絮体粒径的增大而升高[26].有研究[27]表明絮体的粒径和分型维数存在一定联系.絮体粒径越大,分形维数越小,结构愈松散.絮体粒径越小,分数维数越大,结构愈紧实.松散的絮体具有更大的表面积,更有利于吸附.用场发射扫描电子显微镜对絮体表层进行扫描,并利用X 射线能谱仪,对絮体的表层的微区进行F 和Al 元素的扫描.如图6所示,可以清楚地看到这两种元素的面分布情况,F 和Al 结合在絮体表层,证明了藻絮体表面Al 对氟的吸附作用.4期象 豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 1905100 200 300 400 500 600 700 800100 200 300 400 500 600 700 800 粒径(µm ) t (s) Al= 20.0mg/L Al= 40.0mg/L Al= 80.0mg/L(a) pH=7100200300400500600700800100 200 300 400 500 600 700 800 (b) pH=8粒径(µm )t (s)Al=20.0mg/L Al=40.0mg/L Al=80.0mg/L100 200 300 400 500 600700800100200300400500600700800粒径(µm )t (s) Al=20.0mg/L Al=40.0mg/L Al=80.0mg/L(c) pH=9图5 不同pH 值条件下含藻絮体粒径随时间的变化 Fig.5 Algae floc size change with time under different pH图6 pH=7时不同Al 投加量下含藻絮体FE -SEM 图Fig.6 FE -SEM photos of Algal flocs with different Al dosages under pH 7.02.4 藻絮体破碎后对氟的吸附作用验证为了更好的了解混凝过程含藻絮体与氟离子的作用机理,验证铜绿微囊藻和氯化铝形成的含藻絮体对氟的吸附作用,将混凝剂与铜绿微囊藻形成的絮体进行不同程度的破碎,用破碎后的絮体进行氟的吸附实验.破碎后絮体的粒径结果如图7(a)所示,絮体的粒径随破碎强度的增大而减小,平衡时絮体粒径分别为200和100µm.吸附后体系中氟的剩余浓度见图7(b),絮体表面Al 与F 的分布见图8,所示结果验证了含藻絮体对氟离子的吸附.随着破碎强度的增大,絮体的粒径逐渐减小.当破碎强度为0r/min 时,絮体的粒径最大.当破碎强度为400r/min1906 中 国 环 境 科 学 41卷时,絮体显示出了更高的吸附效果,是因为絮体破碎程度增大,粒径减小,表面积增大,暴露出了更多的具有活性的吸附位点.破碎强度增加至800r/min 时,虽然絮体的粒径减小,表面积更大,但吸附效果却下降,这是由于破碎强度太大,减少了具有活性的吸附位点[28],从而降低了氟的吸附效率.0 400 800100200300400粒径(µm )破碎强度(r/min)20406080 100 1202.02.53.03.54.04.55.0氟离子浓度(m g /L )t (min)图7 藻絮体破碎后对氟的吸附Fig.7 Adsorption of fluoride on algal flocs after breakage(a) 0r/min(b) 400r/min(c) 800r/min图8 pH=7时不同破碎强度下含藻絮体FE -SEM 图Fig.8 FE -SEM photos of algae flocs with different breakage strength under pH 7.04期 象 豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 19072.5 铜绿微囊藻对氟的同化吸收作用同化吸收部分0.95%图9 铜绿微囊藻对氟离子的同化吸收作用 Fig.9 Assimilation of fluoride by Microcystis aeruginosa为了探究铜绿微囊藻对氟离子的同化吸收作用,将铜绿微囊藻在含氟水体中进行培养.定时取样检测体系中氟离子浓度,发现随着培养时间的增加,溶液中氟的浓度仅出现轻微下降.最终测得氟离子的去除率仅为0.95%,这表明铜绿微囊藻仅能吸收少量的氟，其同化吸收对氟的去除作用十分微小(图9).2.6 促进作用机理当体系中有铜绿微囊藻存在,pH 值为7.0,8.0, 9.0时,Al 投加量在20.0~80.0mg/L 的条件下,铜绿微囊藻对混凝除氟有明显的促进作用,其促进作用机理如图10所示,铜绿微囊藻及其有机物与混凝剂水解产物通过吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大较多的絮体.絮体粒径越大,除氟率越高.当Al 投加量过高时,藻细胞破损严重,有机物过多释放,对氟的去除起到了干扰作用.氟的去除作用在有藻体系中一共分为3个部分,一是非生物沉淀,F 与Al 转化为不溶性Al -F,Al -F -OH 等物质[29];二是表面吸附,F 吸附在含藻絮体表面;三是被铜绿微囊藻同化吸收.混凝除氟的促进作用机理主要在于含藻絮体的表面吸附,借助铜绿微囊藻增大絮体的粒径和表面积,通过表面吸附实现氟的有效去除.较小 较少较大 较多较大 较多AlCl 3F-絮体非生物沉淀表面吸附生物同化AlCl 3水解产物图10 铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用机理Fig.10 Prom otion effect of Microcystis aeruginosa on defluorination by coagulation3 结论3.1 无藻体系在pH=7.0,Al 投加量为20.0mg/L 条件下达到最高氟去除率48.11%,此时有藻体系的氟去除率为49.05%.有藻体系在pH=7.0,Al 投加量达到40.0mg/L 条件下达到最高氟去除率73.03%,此时无藻体系出水的氟去除率仅为31.03%.Al 投加量在20.0~100.0mg/L 范围内,有藻体系的氟去除率相较于无藻体系明显更高.3.2 藻源有机物对混凝效果有一定的影响.在Al 投加量为20.0和40.0mg/L 时,混凝剂对有机物有一定的去除.当Al 投加量为80.0mg/L 时,藻细胞破损加重,胞内有机物释放,对混凝起到了干扰作用.3.3 铜绿微囊藻的存在对混凝除氟的促进作用主要来自于含藻絮体对氟的表面吸附.铜绿微囊藻及其有机物与混凝剂水解产物通过吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大絮体,Al 与F 结合在絮体表面.对絮体进行一定强度破碎可以增加吸附位点,从而1908 中国环境科学 41卷提高氟的吸附效率.参考文献：[1] Zhang L E, Huang D, Y ang J, et al. 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《氮源对铜绿微囊藻MCs合成和氮代谢影响的研究》一、引言铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）是一种常见的淡水蓝藻，具有高度的生长能力和繁殖速度。

该种藻类在水体中，尤其是富营养化水体中大量繁殖时，可能产生对水生生态系统和人类健康有害的次生代谢产物——微囊藻毒素（Microcystins，简称MCs）。

氮源作为铜绿微囊藻生长的重要营养元素之一，其种类和浓度对铜绿微囊藻的生长、MCs的合成以及氮代谢具有重要影响。

因此，本文将研究不同氮源对铜绿微囊藻MCs合成和氮代谢的影响。

二、材料与方法1. 材料本实验采用铜绿微囊藻作为实验对象，分别选用硝酸钠（NaNO3）、硝酸铵（NH4NO3）、尿素（CO(NH2)2）等不同氮源作为实验处理组，同时设置无氮源对照组。

2. 方法（1）培养方法：将铜绿微囊藻在实验室条件下进行培养，控制温度、光照等环境因素。

（2）处理组设置：分别向培养基中添加不同氮源，设置不同浓度梯度。

（3）样品收集与分析：在不同时间点收集样品，测定铜绿微囊藻的生长情况、MCs含量以及氮代谢相关指标。

三、结果与分析1. 不同氮源对铜绿微囊藻生长的影响实验结果显示，不同氮源对铜绿微囊藻的生长具有显著影响。

在相同浓度下，硝酸钠和硝酸铵处理组的铜绿微囊藻生长速度较快，而尿素处理组生长速度较慢。

此外，随着氮源浓度的增加，各处理组铜绿微囊藻的生长速度均有所提高。

2. 不同氮源对铜绿微囊藻MCs合成的影响实验发现，氮源种类和浓度对铜绿微囊藻MCs的合成具有显著影响。

在硝酸钠和硝酸铵处理组中，随着氮源浓度的增加，MCs的合成量也相应增加。

而尿素处理组中，MCs的合成量相对较低。

此外，不同氮源处理组之间MCs的种类和比例也存在差异。

3. 不同氮源对铜绿微囊藻氮代谢的影响氮代谢是铜绿微囊藻生长和MCs合成的重要过程。

实验结果显示，不同氮源处理组中氮代谢相关指标存在显著差异。

在硝酸钠和硝酸铵处理组中，氮的吸收和利用效率较高，而尿素处理组中氮的吸收和利用效率较低。

藻类混凝过程的影响因素探讨雷青a，乔俊莲b，王国强a，董磊b，胡颖慧b，张普a （同济大学a.化学系；b.环境科学与工程学院，上海200092）随着社会不断发展和人类生活条件不断改善，大量含氮、磷元素的污水排放进入自然水体，造成了自然水体的富营养化，在温度等条件适宜时，大量藻类生物爆发生长，特别是在一些流动性差的河道的盲端或局部。

藻类爆发性生长，产生水华，使得河流生态功能退化，水生动植物大量死亡。

藻类呈现的浑浊污秽严重影响河流的观感，藻类散发的腥臭也成为一种生态灾难。

作为供水水源的水体爆发富营养化，更是干扰了给水处理过程，比如，产生难闻的气味、导致过滤器的堵塞、影响过滤器的渗透作用［1－2］，并且还可能产生三卤甲烷的前驱物［3］，而且，溶解有机碳（DOC）性质的改变，使处理DOC在传统饮用水处理工艺中变得困难［4－5］。

目前，应对“水华”突发事件，最有效、最经济的方法之一依然是混凝沉淀除藻法，混凝效果的好坏关系到藻类、浊度以及DOC等的去除率，因此，如何优化混凝条件提高除藻效果并减少药剂投加量是近年来研究的热点。

本文对藻类混凝过程中的影响因素，如混凝剂的种类、混凝剂的投加量、pH值、藻类生长周期、特性有机物（如EOM、NOM）、预氧化作用等进行了探讨，对藻类混凝去除方法的选择及开发具有一定的意义。

1混凝剂的种类总体说来，混凝剂能产生带电的絮凝体，可以破坏溶液中分子的稳定性，并且由于在分子或胶体之间产生吸附架桥作用，能促使絮凝体变大，这样藻吸附在絮凝体上沉降后得到去除。

用于除藻的混凝剂大致可以分为金属盐化合物混凝剂、天然高分子絮凝剂以及改性后的天然高分摘要：应对“水华”突发事件，最经济有效的方法之一是混凝沉淀除藻法，详细讨论了影响藻类混凝效果的因素，如混凝剂的种类、藻类生长周期、特性有机物（EOM、NOM）、预氧化作用等，通过对这些影响因素的研究，为提高藻类去除率和降低混凝剂的用量提供了参考，并且为藻类混凝去除方法的选择及开发提供一定的指导意义。

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
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。

不同N/P条件下铜绿微囊藻DNA含量分析、差异蛋白组研究及PstB的表达分析的开题报告一、研究背景蓝藻是一种广泛分布在淡水中的微生物，其中铜绿微囊藻属是最为重要的一个属。

铜绿微囊藻不仅会富集重金属，还会释放有毒物质，对水体生态环境造成不良影响。

因此，研究铜绿微囊藻的生长调控和毒素合成机制，对于探究水体富营养化和毒藻暴发的机理非常重要。

铜绿微囊藻的DNA含量、差异蛋白组以及PstB的表达水平受到环境因素的影响，其中营养物质比例是极其关键的限制因素。

本研究将以不同N/P条件下的实验组和对照组进行对比研究，分析铜绿微囊藻的DNA含量、差异蛋白组和PstB的表达情况，以期进一步探究营养物质比例对铜绿微囊藻生长调控和毒素合成机制的影响。

二、研究目的本研究旨在通过对不同N/P条件下的铜绿微囊藻实验组和对照组进行对比分析，研究铜绿微囊藻的DNA含量、差异蛋白组和PstB的表达情况，进一步探究营养物质比例对铜绿微囊藻生长调控和毒素合成机制的影响，为水体生态环境监测和防治水华提供科学依据。

三、研究内容及方案1.实验材料及方法实验材料：铜绿微囊藻实验方法：将不同N/P条件下的铜绿微囊藻实验组和对照组分别进行培养，分别收集样本进行DNA、蛋白质分离和PstB的测定。

2.研究内容及方案（1）铜绿微囊藻DNA含量分析采用DNA分光光度计测定不同N/P条件下的铜绿微囊藻DNA含量，并通过统计学方式分析N/P条件对DNA含量的影响。

（2）差异蛋白组研究采用二维凝胶电泳法分离不同N/P条件下的铜绿微囊藻蛋白质，并进行质谱分析识别差异蛋白质。

最后，通过差异蛋白质的分类和注释分析，探索N/P条件对藻类代谢途径和信号转导通路的调控机制。

（3） PstB的表达分析采用RT-PCR技术分析不同N/P条件下的铜绿微囊藻PstB基因的表达水平，并通过对比分析探究N/P条件对PstB的表达和功能的影响。

四、预期结果本研究将通过对不同N/P条件下的铜绿微囊藻实验组和对照组进行对比分析，分析铜绿微囊藻的DNA含量、差异蛋白组和PstB的表达情况。

流动影响铜绿微囊藻生长的实验研究流动影响铜绿微囊藻生长的实验研究高一记叙文流动影响铜绿微囊藻生长的实验研究高一记叙文随着科学技术的发展，各国学者对微囊藻的研究也越来越深入，微囊藻是一种单细胞真核藻类，它具有很强的抵抗环境污染和光照等不利因素的能力，并且能在极端恶劣的环境下正常生长，具有广泛的应用前景。

微囊藻的结构简单，且繁殖快，易于培养，是作为植物生产抗生素、降解农药和清除水中重金属的最佳菌株。

如果把微囊藻大量培养到工业上，可以取代化肥，既减少了污染，又节省了开支，提高了经济效益。

但是，微囊藻对培养基成分和水体环境有着较高的要求，在自然条件下它们一般只能适应低溶解氧的环境，当外界溶解氧含量过低时，藻类的生长速度会变慢，而对铜绿微囊藻的生长起决定性作用的是水中的溶解氧。

根据现有技术，铜绿微囊藻在恶劣水体环境中的培养难题尚未得到解决，目前主要依靠的是研究微囊藻在纯水或是复合培养基中的培养，至于铜绿微囊藻在污染水体环境下的培养与研究还很少，还有待进一步的探讨与研究。

所以，为了研究铜绿微囊藻在恶劣水体环境下的生长情况，本人通过查阅相关资料，根据不同水体的特点，设计出不同的实验方案，采用理论分析法和数值模拟法进行实验研究。

选择颗粒较大的碳酸钙颗粒，控制液面与加液管之间的距离。

当固液比达到一定程度后，添加清水至上液位线处；继续滴加至与原液面平齐时，即为临界状态，保持这一水位不变。

定时测定容器内液面位置，当液面高度降低到0.05时，向系统内缓慢添加碘酒，同时将配置好的培养基倒入定时烧瓶中，一次完成菌种的接种工作。

待容器内液面升至1.5时，打开排气管，使瓶内空气完全排出，在瓶口塞一团脱脂棉，以防止进水。

培养结束后，抽去棉花，称重培养基。

对照实验为用相同浓度的培养基在无菌条件下进行纯水的培养。

每组两个培养皿，各装25g培养基，用7-9层脱脂棉布包裹严密，放入盛有生理盐水的锥形瓶内，置37 ℃恒温箱中培养24h，观察对照组的水体颜色及透明度变化情况，检测铜绿微囊藻的生长情况。

不同生长条件对铜绿微囊藻生长的影响张艳;马放;李圭白【摘要】The more and more serious eutrophication is bringing a severe test to drinking water treatment. To better understand influence of main operating factors on the growth of algal cells,the relationship among operation factors and algal concentration and EOM was investigated. The main factors included temperature,light and vibration. It is found that changing water temperature and hydraulic condition have a great effecton metabolism of algal cells. By increasing water temperature or vibration frequency,it was in favor of the inactivation of algal cells. On the other hand,it causes a significant increasing of content of extracellular organic matters, which has a negative effect on the efficiency of drinking water treatment.%目前，愈演愈烈的水体富营养化现象给水处理工艺带来了十分严峻的考验。

为了深刻理解水处理工艺中主要运行条件对铜绿微囊藻生长代谢的影响，试验以藻细胞个数和胞外分泌物浓度为指标，在长达30 d的试验周期内研究了藻细胞繁殖阶段中水温、光照和振动等参数与铜绿微囊藻生长代谢变化之间的相互联系。

第38卷 第3期水生生物学报Vol. 38, No.3 2014年5月 ACTA HYDROBIOLOGICA SINICAMay, 2 0 1 4收稿日期: 2013-05-16; 修订日期: 2013-12-10基金项目: 国家教育部高等学校博士学科点专项科研基金(20123305110001); 国家自然科学基金(30771658); 宁波市重大科技攻关项目(2008C50017); 宁波大学研究生科研创新基金(G12JA029); 国家自然科学基金项目(31302192); 浙江省教育厅科研项目(Y201327177); 宁波市自然科学基金项目(2013A610171)资助作者简介: 万莉(1989—), 女, 重庆万州人; 硕士研究生; 主要从事水域生态研究。

E-mail: whkjdxwanli@ 通信作者: 陆开宏, E-mail: lukaihong@doi: 10.7541/2014.73超声波对铜绿微囊藻超微结构和生理特性的影响万 莉 邵路路 陆开宏 朱津永 杨 文(宁波大学海洋学院, 应用海洋生物技术教育部重点实验室, 宁波 315211)摘要: 为了研究超声波对蓝藻细胞的影响, 利用超声波(40W)处理200 mL 铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa ) 悬浮液20min, 之后继续培养并于不同时间取样检测。

检测悬浮藻细胞生物量发现其3d 降低了97.84%; 分别观察1、3、5d 时沉降藻细胞超微结构变化, 发现1—3d 时细胞内脂质颗粒和藻青素颗粒增多、类囊体片层断裂、藻胆体脱落, 5d 时拟核区萎缩消失、细胞基础结构解体、胞质出现空洞、胞内结构颗粒降解; 检测藻细胞光合放氧速率、叶绿素a (Chl.a )、超氧化物歧化酶(SOD)和过氧化氢酶(CAT)活性、膜透性以及跨膜ATP 酶活性, 发现光合放氧速率3d 下降24.83%, Chl.a 含量5d 下降23.75%, 超声组细胞SOD 活性变化幅度比较大, 但总体上活性降低, 而CAT 活性则表现为先增后减, 活性始终大于对照组, 同时胞内有机物渗出量增大,三种跨膜ATP 酶活性(Na +/K +-ATPase 、Mg 2+-ATPase 和Ca 2+-ATPase)均先升后降, 并与膜透性变化相关。

铜绿微囊藻群落结构及其对水质的影响研究随着城市化和经济发展的不断推进，水环境受到越来越大的污染和破坏。

其中，铜绿微囊藻是一种常见的蓝藻，其群落对水质有极大的影响。

因此，研究铜绿微囊藻群落结构及其对水质的影响具有重要意义。

一、铜绿微囊藻群落结构的组成铜绿微囊藻群落结构由多种蓝藻和类藻组成。

其中，铜绿微囊藻常见于水体表层，它们在水中形成一个比较稳定的生态系统。

此外，铜绿微囊藻群落中也经常能够发现其他种类的藻类，如水华藻、红球藻、黄金藻等。

这些种类不仅参与了铜绿微囊藻群落的组成，同时也对群落的结构和功能有着重要的影响。

二、铜绿微囊藻群落结构的作用群落结构与水质密切关联，它不仅能够反映水体的污染程度，同时也能够影响水体的生态环境。

铜绿微囊藻群落结构的丰度和多样性可以直接反映出水体的富营养化程度。

当水体富营养化时，铜绿微囊藻等蓝藻的数量就会迅速增加，形成大量的藻类卡在水面上，这种现象叫做水华。

水华的存在会对水体的透明度和氧气含量造成严重影响，甚至会对鱼类等水生生物造成生活环境的危害。

此外，铜绿微囊藻群落结构也对水体中微量元素等重要成分的循环起到重要的作用。

铜绿微囊藻群落可以通过自身的代谢和分解作用，改变水体中的pH、氧化还原电位和营养物质等，进而导致水质的恶化。

相反，当水质变差时，铜绿微囊藻群落的结构也会受到影响，从而导致水体对污染物的处理能力变得更加有限。

三、铜绿微囊藻群落结构的研究进展近年来，关于铜绿微囊藻群落结构的研究不断深入。

研究人员通过采集和分析水样，深入了解了不同水体中铜绿微囊藻群落结构的种类组成、空间分布和演化等规律。

此外，学者们还通过对群落生态位、多样性和稳定性等研究，探讨了铜绿微囊藻群落结构对水体生态系统的影响机制，为治理和保护水体提供了重要的理论基础。

总之，铜绿微囊藻群落结构的研究对于维护水生态环境、保护人民身体健康具有重要的意义。

随着科学技术的不断发展，相信这一领域的研究还会前进一步，为我们创造更加清洁健康的生活环境做出更大的贡献。

两种混合抗生素对铜绿微囊藻的生物效应和作用机理开题报告一、研究背景和意义铜绿微囊藻是一种常见的蓝藻，是一种主要的海洋浮游生物。

它具有生殖利用率高、生长速度快、适应性强等特点，在海洋中是极为常见的一种藻类。

然而，在过度利用海洋资源、环境恶化、气候变化等不可预知的环境因素影响下，最终导致了海水富营养化，使得铜绿微囊藻大量繁殖，致使海洋环境受到严重的污染和破坏。

混合抗生素是通过联合使用两种或两种以上的抗生素，以达到更好的生物效应。

混合抗生素可以降低抗生素的副作用，提高治疗效果，减少耐药性等优点。

因此，在对铜绿微囊藻进行控制的过程中，尝试使用混合抗生素控制铜绿微囊藻的繁殖和毒性，有着重要的理论意义和实际应用价值。

二、研究内容和方法本研究主要研究两种常用混合抗生素——氧氰化钾和四环素对铜绿微囊藻的生物效应和作用机理。

生物效应的研究：选取不同浓度的抗生素对铜绿微囊藻的生长情况进行观察和分析，研究混合抗生素不同浓度对铜绿微囊藻的抑制效果和相关生理指标的变化。

作用机理的研究：通过对铜绿微囊藻细胞膜透性、内源性蛋白质含量、活性氧电子释放、ATP酶活性等进行测定，研究混合抗生素对铜绿微囊藻的作用机理。

三、研究意义和预期成果本研究通过在不同浓度下观察混合抗生素对铜绿微囊藻的作用，研究混合抗生素对铜绿微囊藻的作用机理，提取和澄清混合抗生素的优势，对解决当前铜绿微囊藻生长速度快、环境受到严重污染的问题有重要实际意义。

预期成果包括：（1）探讨混合抗生素对铜绿微囊藻的减毒作用；（2）研究混合抗生素的作用机理，为深入探讨混合抗生素的治疗机理奠定基础；（3）为发展和应用混合抗生素提供理论和实践参考。

NO2--N对铜绿微囊藻生理特性的影响陈卫民;张清敏;戴树桂【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2009(029)009【摘要】采用藻类生物测试标准方法研究了不同NO2--N初始浓度条件下铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)的生长及生理变化.结果表明,相对BG11(NO2--N 初始浓度为0)培养基,低初始NO2--N浓度(1,10mg/L)条件下铜绿微囊藻生长良好;高NO2--N初始浓度(20,30,40mg/L)条件下藻生长缓慢甚至停滞.NO2--N初始浓度由10mg/L到30mg/L,亚硝酸还原酶(NiR)活性和过氧化氢酶(CAT)活性呈增加趋势;在N02--N初始浓度分别为20～30mg/L和20～40mg/L时,叶绿素a(Chl-a)含量和丙二醛(MDA)含量随NO2--N浓度增大而逐渐升高;在初始NO2--N浓度0,1,10,20,30mg/L条件下硝酸还原酶(NR)没有明显变化.这表明,铜绿微囊藻在NO2--N初始浓度10,20,30mg/L条件下能维持一定的生长,主要由于藻叶绿素含量的增加,NiR活性和防止细胞过氧化的酶CAT活性的提高所致.【总页数】5页(P972-976)【作者】陈卫民;张清敏;戴树桂【作者单位】南开大学环境科学与工程学院,天津,300071;南开大学环境科学与工程学院,天津,300071;南开大学环境科学与工程学院,天津,300071【正文语种】中文【中图分类】X171.5【相关文献】1.单壁碳纳米管对铜绿微囊藻生长及生理特性的影响 [J], 武阳;王应军;李远伟;杜金戈;王章鸿;邓仕槐2.过氧化氢对铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)生长及生理特性的影响 [J], 邱昌恩;王卫东3.过氧化氢对铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）生长及生理特性的影响 [J], 邱昌恩;王卫东;4.棕鞭藻及其培养滤液对铜绿微囊藻生长及生理特性的影响 [J], 施军琼;杨燕君;董聪聪;张红波;吴忠兴5.单壁碳纳米管对铜绿微囊藻生长及生理特性的影响 [J], 武阳;王应军;李远伟;杜金戈;王章鸿;邓仕槐;;;;;;因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

第23卷　第6期2010年6月环　境　科　学　研　究Research of Envir on mental Sciences Vol .23,No .6June,2010菌株J1对铜绿微囊藻光合作用的影响及其溶藻活性成分的研究晋　利,汪　辉,赵耕毛,陈　雷,刘兆普3南京农业大学资源与环境科学学院,江苏省海洋生物学重点实验室,江苏南京　210095摘要:利用浮游植物荧光仪研究了芽胞杆菌属菌株J1胞外溶藻活性物质对铜绿微囊藻叶绿素荧光活性的影响,并采用α-萘酚反应、考马斯亮蓝法和定磷法对无菌滤液中溶藻活性物质进行了初步判定,结合蛋白酶处理、透析、活性炭吸附与解吸的方法对其相关特性进行了研究.结果表明:试验第9天,加入无菌滤液的处理组,反映铜绿微囊藻叶绿素荧光活性的参数显著下降,其最大电子相对传递速率,光能转化效率,PS Ⅱ潜在活性和PS Ⅱ实际光合效率分别是对照的0122%,0133%,4.37%和5156%;J1的溶藻活性物质可能为糖类物质,但不是蛋白质和核酸类物质,其分子质量小于8ku,可被活性炭吸附.关键词:叶绿素荧光;溶藻活性物质;蛋白酶K;透析;活性炭吸附与解吸中图分类号:X172 文献标志码:A 文章编号:1001-6929(2010)06-0685-05Effec ts o f B ac te ri a l S tra i n J 1o n the P ho t o syn the s is o f M i c r o cys tis ae rug i no sa and S tud i e s o f the A l gae 2l ys i ng Ac ti ve S ub s tance sJ I N L i,WANG Hui,ZHAO Geng 2mao,CHE N Lei,L I U Zhao 2puKey Laborat ory of Marine B i ol ogy of J iangsu Pr ovince,College of Res ources and Envir on mental Science,Nanjing Agricultural University,Nanjing 210095,ChinaAbstract:The effects of extracellular algae 2lysing active substances of a bacillus cereus strain na med J1on chl or ophyll fluorescence characteristics of M icrocystis aeruginosa were studied by phyt o 2P AM ,and then algae 2lysing active substances in bacteria 2free filtrate were p reli m inarily judged qualitatively by molish reacti on,coomassie brilliant blue method and phos phorus deter m inati on method .A ls o,p r oteinase K,dialysis and ads or p ti on 2des or p ti on of activated carbon were used t o analyze the related characteristics .The results showed that chl or ophyll fluorescence para meters –the maxi m al relative electr on trans port rate (rETR max ),the light use efficiency (α),the potential activity of PS Ⅱ(F v ΠF o )and the actual phot oche m ical efficiency of PS Ⅱin the light (Yield )–were decreased significantly within nine days after the additi on of the bacteria 2free filtrate;their values were 0122%,0133%,4.37%,and 5156%res pectively of the CK .It was als o concluded that the extracellular algae 2lysing components fr om bacterial strain J1m ight bel ong t ocarbohydrate,and not bel ong t o p r otein and nucleic acid .However,they could be abs orbed by activated carbon and their molecular weights were less than 8ku .Key words:chl or ophyll fluorescence;algae 2lysing active substances;p r oteinase K;dialysis;ads or p ti on 2des or p ti on of activated carbon收稿日期:2009-11-03 修订日期:2010-01-15基金项目:国家自然科学基金项目(30600086)作者简介:晋利(1983-),女,河北张家口人,2007103015@njau .edu .cn .3责任作者,刘兆普(1947-),男,江苏涟水人,教授,博导,主要从事近海资源与生态研究,sea@njau .edu .cn 随着全球水体富营养化的加剧以及人类环保理念的改变,作为生物防治的可能途径之一,利用微生物,特别是溶藻细菌来防治藻类危害已受到广泛关注[126].近年来,文献报道较多的是细菌分泌胞外物质到环境中抑制藻的生长,导致藻细胞的溶解[7211],但关于溶藻活性物质性质的研究却相对较少[12214],从而限制了对溶藻细菌溶藻机制的进一步研究和应用.笔者以溶藻细菌J1为试验对象,研究了其胞外溶藻活性物质对铜绿微囊藻叶绿素荧光活性的影响,对无菌滤液中溶藻活性物质进行了定性判断,并结合蛋白酶处理、透析、活性炭吸附与解吸的方法对其相关特性进行了研究,以期为了解其作用机理,有效分离、纯化溶藻活性成分奠定基础.1　材料与方法111　材料11111　溶藻细菌试验用溶藻细菌分离自青岛黄岛边富营养化池塘,编号为J1,属于芽胞杆菌属,在GenBank 中的注 环　境　科　学　研　究第23卷册号为FJ8152011菌种以牛肉膏蛋白胨斜面培养基于4℃冷藏保存[15].11112　供试藻种试验用藻种为铜绿微囊藻(M icrocystis aerug inosa)F ACHB469,取自中国科学院水生生物研究所藻种保藏中心.藻种经活化后,采用BG11改良培养基[5],在温度为25℃,光照强度为2500lx,光暗比为12h∶12h的条件下培养.112　方法11211　无菌滤液、去蛋白无菌滤液和无菌浓缩液的制备用无菌水从保存有试验菌株的斜面培养基上洗脱菌苔,菌悬液接入牛肉膏蛋白胨液体培养基中,置于30℃,170rΠm in摇床培养30h后,以8000rΠm in, 4℃离心10m in,收集上清液.上清液经0122μm 微孔滤膜抽滤2次,以涂布平板法检验无菌后,制成试验菌株的无菌滤液.向无菌滤液中加入蛋白酶K,在ρ(蛋白酶K)为60μgΠmL的条件下56℃水浴1h后,沸水浴10 m in,灭活加入的蛋白酶K,于4℃冷藏备用.取无菌滤液,经旋转蒸发仪75℃真空旋蒸浓缩至原体积的1Π10,得10倍无菌浓缩液,于4℃冷藏备用.11212　叶绿素荧光参数及叶绿素a(Chla)的测定向100mL处于对数生长期的藻液中加入6mL 无菌滤液,各设3个平行试验及空白对照,每隔2d 在同一时间进行测定,采用德国W alz公司生产的浮游植物荧光仪(phyt o-P AM)进行最大电子相对传递速率(rETRmax),光能转化效率(α),PSⅡ潜在活性(FvΠF o),PSⅡ实际光合效率(Yield)等叶绿素荧光参数的测定.ρ(Chla)的测量采用丙酮法[16]. 11213　溶藻活性物质的初步判定α-萘酚反应(Molish Reacti on):在试管中分别加入1mL体积分数均为1%的葡萄糖溶液、蔗糖溶液、淀粉溶液及1mL J1无菌滤液,然后加2滴临用前配制的Molish试剂,摇匀.倾斜试管,沿管壁小心加入约l mL浓硫酸,小心竖直后观察两层液面交界处的颜色变化.考马斯亮蓝法(Coomassie B rilliant B lue Method)具体操作见文献[17].定磷法绘制ρ(磷)标准曲线[17]:取试管,加入J1无菌滤液1mL,27%(体积分数)的硫酸215mL 及1粒玻璃珠,通风厨内直火加热进行消化.冷却消化液,移至100mL容量瓶中,用蒸馏水定容,混匀后取3mL置于试管中,加入3mL定磷试剂,45℃水浴保温10m in,用1c m光径比色杯在660n m下比色,记录光密度(A660),得ρ(总磷).另取J1无菌滤液l mL,置于100mL容量瓶中,用蒸馏水定容,混匀后取3mL置于试管中,加定磷试剂3mL, 45℃水浴中保温10m in,用1c m光径比色杯在660 n m下比色,记录光密度(A660),得ρ(无机磷). 11214　蛋白酶处理对溶藻效果的影响培养铜绿微囊藻至对数生长期,向100mL藻液中分别加入6mL无菌滤液及去蛋白无菌滤液,各设3个平行试验及空白对照,试验第9天测定ρ(Chla).11215　透析取10倍无菌浓缩液10mL,装入截留分子质量为8ku的透析袋中,以蒸馏水作为透析液,在磁力搅拌器的作用下进行透析.每隔12h换一次透析液,重复3次,合并、浓缩透析液至15mL左右.收集透析袋内、外溶液,分别经高温高压(100kPa, 121℃,30m in,下同)处理后,用无菌水定容至20 mL.另取10倍无菌浓缩液10mL,经高温高压处理后,用无菌水定容至20mL.向100mL处于对数生长期的藻液中分别加入112mL定容后的透析袋内液、透析袋外液及无菌浓缩液,各设3个平行试验及空白对照,试验第9天测定ρ(Chla).11216　活性炭吸附与解吸取10倍无菌浓缩液10mL,加入30g活性炭和100mL蒸馏水,置于摇床(30℃,100rΠm in)中振荡24h后,离心(4000rΠm in,20m in),收集上清液A 和活性炭.用蒸馏水漂洗活性炭,搅拌摇匀后,静置30m in,离心(4000rΠm in,20m in),收集活性炭.在活性炭中加入300mL异戊醇,搅拌摇匀后,静置24 h,离心(4000rΠm in,20m in),收集上清液B.上清液A经75℃真空旋转浓缩(体积小于20 mL),上清液B经75℃真空旋蒸至干后,用少量蒸馏水溶解残留固体.上清液A和上清液B分别经高温高压处理后,用无菌水定容至20mL.另取10倍无菌浓缩液10mL,经高温高压处理后,用无菌水定容至20mL.向100mL处于对数生长期的藻液中分别加入112mL定容后的上清液A,上清液B及无菌浓缩液,各设3个平行试验及空白对照,试验第9天测定686第6期晋　利等:菌株J1对铜绿微囊藻光合作用的影响及其溶藻活性成分的研究 ρ(Chla ).2　结果与分析211　J1菌株无菌滤液对铜绿微囊藻叶绿素荧光特性的影响J1菌株无菌滤液对铜绿微囊藻叶绿素荧光参数最大电子相对传递速率,光能转化效率,PS Ⅱ潜在活性和PS Ⅱ实际光合效率的影响如图1所示.与对照(CK )相比,随着处理时间的增加,以上4个参数表现出相同的变化趋势,即在整个试验过程中呈显著的梯度下降趋势.试验第9天,处理组最大电子相对传递速率约为011μmol Π(m 2・s ),光能转化效率约为01001,PS Ⅱ潜在活性约为01032,PS Ⅱ实际光合效率约为01023,分别是各自CK 的0122%,0133%,4.37%和5156%.上述试验结果表明,在无菌滤液的作用下,铜绿微囊藻的光合作用能力受到了严重的破坏.图1　无菌滤液对铜绿微囊藻叶绿素荧光参数的影响Fig .1　Effects of the bacteria 2free filtrate on the chl or ophyll fluorescencepara meters of M icrocystis aeruginosa212　溶藻活性成分的初步判定21211　α-萘酚反应1%葡萄糖溶液,1%蔗糖溶液,1%淀粉溶液Molish 反应呈阳性,糖液与浓硫酸液面交界处形成明显可见的紫环,J1无菌滤液反应亦呈阳性,但形成的紫环颜色很淡,不明显.由于各种糠醛衍生物、葡萄糖醛酸以及丙酮、甲酸和乳酸均可呈现出颜色相近的阳性反应,所以上述结果表明,J1无菌滤液中可能有糖类物质的存在.21212　考马斯亮蓝法ρ(可溶性蛋白)标准曲线如图2所示,经测定,J1无菌滤液A 595为014765,查标准曲线得,J1无菌滤液中含有可溶性蛋白,且ρ(可溶性蛋白)约为87179mg ΠL.21213　定磷法ρ(磷)标准曲线如图3所示,对J1无菌滤液消化前与消化后的A 660进行测定,均未检出磷的存在.图2　ρ(可溶性蛋白)标准曲线Fig .2　The standard curve of p r oteinmass concentrati on表明J1无菌滤液中不含核酸.213　蛋白酶K 处理如图4所示,试验第9天,去蛋白无菌滤液、原无菌滤液处理组ρ(Chla )分别为737157和710193μg ΠL,与CK (4185187μg ΠL )相比分别下降了82138%和83102%.表明蛋白酶K 处理并不影响786 环　境　科　学　研　究第23卷图3　ρ(磷)标准曲线Fig .3　The standard curve of phos phorusmass concentrati on溶藻活性,说明J1菌株的溶藻活性物质不是蛋白类物质.图4　蛋白酶K 对溶藻效果的影响Fig .4　The influences of p r oteinase Kon algicidal effect214　透析无菌浓缩液经透析处理后,袋外透析样具有较好的溶藻效果,但与无菌浓缩液相比,其溶藻活性有所降低,可能是处理过程中存在一定的损失.如图5所示,试验第9天,袋外透析样、无菌浓缩液处理组ρ(Chla )分别为806127和596187μg ΠL,与CK (3936177μg ΠL )相比分别下降了79152%和84184%,袋内透析样处理组ρ(Chla )为3823187μg ΠL,与CK 相比没有显著性差异(P >0105).上述试验结果表明,菌株J1的溶藻活性物质可以通过透图5　透析作用对溶藻效果的影响Fig .5　The influences of dialysis on algicidal effect析袋孔径,其分子质量小于8ku .215　活性炭吸附与解吸无菌浓缩液经活性炭吸附、解吸后,上清液B具有较好的溶藻活性,但相对于无菌浓缩液,溶藻活性有所降低,可能是处理过程中存在一定的损失.如图6所示,试验第9天,上清液B ,无菌浓缩液处理组ρ(Chla )分别为951146和710193μg ΠL,与CK (4185187μg ΠL )相比分别下降了77127%和83102%,上清液A 的ρ(Chla )为3973147μg ΠL,与CK 无显著性差异(P >0105).上述结果表明,菌株J1的溶藻活性物质可以被活性炭吸附.图6　活性炭吸附与解吸对溶藻效果的影响Fig .6　The influences of ads or p ti on 2des or p ti on ofactivated carbon on lytic effect3　讨论叶绿素荧光技术是一种研究和探测植物光合生理状况及各种外界因子对其细微影响的新型活体测定技术,是研究植物光合作用的良好探针[18219].该研究将无菌滤液加入处于对数生长期的铜绿微囊藻中,试验第9天,测定的最大电子相对传递速率,光能转化效率,PS Ⅱ潜在活性和PS Ⅱ实际光合效率4个参数与CK 相比,都有了明显下降;显微镜下观察,处理组藻细胞有明显破碎现象.说明铜绿微囊藻光合作用受到严重抑制的原因可能是菌株J1破坏了藻细胞结构的完整性,从而在微观上影响了光合活性中心的正常运作,宏观上则表现为藻液变黄,有少许沉淀.目前已报道的细菌胞外杀藻物质主要有:①蛋白质;②多肽;③氨基酸;④抗生素;⑤含氮化合物;⑥其他未鉴定的杀菌物质[10,20222].由于直接判定溶藻物质不具可行性,笔者从常见的3类大分子物质(糖、蛋白、核酸)入手,进行初步定性判断.由于各种糠醛衍生物、葡萄糖醛酸等对α-萘酚反应的干扰,只能判定无菌滤液中存在糖类物质的可能性.考马斯亮蓝法测定了ρ(可溶性蛋白),说明无菌滤液中存在蛋白类物质,但经蛋白酶K 进一步处理发现,去除蛋白质的无菌滤液仍具有较强的溶藻活性,886第6期晋　利等:菌株J1对铜绿微囊藻光合作用的影响及其溶藻活性成分的研究 表明无菌滤液中的溶藻活性物质不是蛋白质.定磷法测定结果显示,无菌滤液中ρ(总磷)和ρ(无机磷)均为0,推出核酸含量为0,即无菌滤液中不含核酸类物质.综上所述,J1菌株胞外溶藻活性物质不是蛋白质和核酸,是否为糖类物质,有待于进一步试验.J1无菌浓缩液经透析、活性炭吸附与解吸处理得出如下结论,J1菌株溶藻物质分子质量小于8 ku,且可被活性炭吸附.NOBUY UKI等[23]发现一株蜡状芽孢杆菌,其产生的胞外非蛋白质类物质对铜绿微囊藻具有溶藻效果,通过透析判断出其分子质量在2ku以下;李燕等[24]发现2株对水华鱼腥藻(A nabaena flos-aquae)有溶解作用的蜡状芽孢杆菌L7和L8,L7的溶藻活性物质的分子质量小于315 ku,L8的溶藻活性物质的分子质量为315～710ku,且其均不可被活性炭吸附.该研究菌株胞外活性物质分子质量大小与上述发现并不冲突,但对活性炭的吸附性有所差异,推断其可能是新的活性物质.4　结论a.J1菌株抑制铜绿微囊藻的光合作用,共培养第9天时藻的叶绿素荧光参数显著下降,最大电子相对传递速率,光能转化效率,PSⅡ潜在活性,PSⅡ实际光合效率分别是对照的0122%,0133%, 4137%和5156%.b.J1菌株胞外溶藻活性成分不是蛋白质和核酸,分子质量小于8ku,并且可以被活性炭吸附.参考文献(References):[1]　LEE S,K AT O J,T AKI G UCH I 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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。

两种混合抗生素对铜绿微囊藻的生物效应和作用机
理中期报告
铜绿微囊藻是淡水蓝藻中最具有代表性和普遍性的一种，长期存在
于水体中会导致水环境污染和藻类毒素积累。

混合抗生素是一种常用的
水体防治铜绿微囊藻的方法，但其对铜绿微囊藻的生物效应和作用机理
尚未完全明确。

本文选取两种常用抗生素——四环素和氟苯尼考，并研
究其在不同浓度下对铜绿微囊藻的杀菌作用及其对藻生长和代谢的影响。

实验结果显示，四环素和氟苯尼考均对铜绿微囊藻有较强的杀菌作用，且抑制浓度随药物浓度的增加而增强。

此外，两种抗生素的杀菌作
用具有协同效应，混合使用时优于单独使用。

在生物效应方面，低浓度
的四环素和氟苯尼考均能刺激铜绿微囊藻的生长，但高浓度时则会抑制
其生长。

同时，两种抗生素的不同浓度也对铜绿微囊藻的代谢有影响，
具体表现为对光合作用、呼吸作用等代谢途径的影响。

综上所述，混合抗生素对铜绿微囊藻有较强的杀菌作用，且具有协
同效应。

抗生素的浓度也会对铜绿微囊藻的生长和代谢产生影响，因此
合理控制抗生素的浓度可以更有效地防治铜绿微囊藻的生长和毒素积累。

同时，研究混合抗生素的作用机理也是今后研究的重点。