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微囊藻水华期间给水藻毒素处理工艺进展

作者:赵建平 赵洋甬 胡建林 时间:2016-07-19 16:59:13点击

赵建平1,赵洋甬,2,胡建林1

(1 宁波市环境监测中心,浙江宁波 315012;2 浙江中通检测科技有限公司,浙江宁波 315012)

摘  要:水体富营养化带来的微囊藻水华现象由于可能产生肝脏肿瘤促进剂微囊藻毒素,严重威胁供水安全。针对传统给水工艺中应对微囊藻毒素的缺陷,引入部分小水体藻华处理技术作为原位预处理技术,结合制水工艺中去除微囊藻毒素的新方法的介绍,为微囊藻水华期间水厂的应急处置提供参考,避免供水危机的发生。

关键词:微囊藻毒素;给水;处理

中图分类号:      文献标志码:A              文章编号

Progress of microcystins treatment in water supply during the microcystis blooms

Zhao Jianping1, Zhao Yangyong2, Hu Jianlin1

(1 Environmental monitoring center of Ningbo,Ningbo,Zhejiang,315000,China;2 Zhejiang Zhongtong testing technology Co.,LTD,Ningbo,Zhejiang,315000,China)

Abstract:Microcystins, liver tumor promoter, may be produced in microcystis blooms ,which caused by eutrophication.It may affect the safety of drinking water. It is good way to partly introduce algae bloom treatment in small bodies of water as in-situ protreatment.To avoid water supply crisis,we can refer to the new method for removal of microcystins, in water supply emergency disposal during the microcystis blooms.

Keywords: microcystinswater supplytreatment

 

随着工农业的高速发展,大量污水排放到湖泊、河流,从而引起水质污染、有害藻华频发[1-5],部分水华藻能产生毒素。其中最常见、研究最多的是微囊藻毒素(microcystins,MCs)。它是一种稳定的环状七肽物质,具有生物累积性,且有损伤肝细胞、促进肝癌发生的作用[6],严重影响供水安全,目前已作为生活饮用水卫生指标之一被重点关注[7]。为保证水华期间居民的饮水安全,避免太湖供水危机重演,微囊藻水华期间的藻毒素处理问题亟待解决。

 

1 原水处理工艺及其存在的问题

国内水厂一般采用混凝、沉淀、过滤和消毒的制水工艺,对微囊藻毒素的去除能力极为有限[8]。同时,受行政体制的影响,传统水厂一般仅对泵入厂区的原水进行处理,而不对水源地进行原位除藻,这使得微囊藻水华期间,进入水厂工艺段的藻密度较高,对饮用水的生产有着显著的影响[9]

当原水进入絮凝池之后,由于藻类带负电难以絮凝,沉淀效果较差;大量未被沉淀的藻类进入滤池,进而堵塞滤池,缩短滤池过滤周期,增加制水成本。在对微囊藻毒素应急处理中往往采用预氯化、吸附、氧化的方式[8,10],微囊藻毒素主要存在于微囊藻细胞内,当微囊藻细胞解体时,会被释放到胞外,预氧化过程在一定程度上增加了进水中溶解性微囊藻毒素(dissolved microcystins);同时由于藻类及其解体后溶出物也可以消耗大量的氧化剂,导致氧化剂投加量较大,同时消毒副产物含量也随之增加。

2 原位预处理技术

2.1 原位预处理技术的来源和选用原则

原位预处理技术是指在微囊藻水华污染区域就地处理的方法,以使得进水水质满足后续水处理装置的要求。如太湖、滇池等大型水体蓝藻的治理目前仍是个未被攻克的难题,因此对于微囊藻水华期间饮用水的原位处理可以采用围隔处理的方式,制造一个单向的半封闭区域,然后可以采用类似河道等小水体的治理方案对围隔内的水域进行除藻处理。原位预处理不需要扩大厂区面积,同时又省去了挖池等基建的成本,有着极为广阔的应用前景。

水华的控制方法主要有:物理方法、化学方法和生物方法三大类[11]。为降低水厂内处理工艺段的压力,同时提高处理藻毒素效率,减少消毒副产物,保证供水质量,原位预处理技术以减少原水中的微囊藻浓度,同时不引入其他污染物为原则。所以在预处理技术上,一般不考虑化学处理方法,首选有显著抑藻作用的物理处理方法与被证实无人体健康与生态危害的生物方法。

2.2 物理方法

2.2.1 改性粘土

粘土具有吸附絮凝微囊藻细胞的作用,但是普通的粘土絮凝效果较差,所以在治理应用中一般使用改性粘土。

刘国锋等以烷基三甲基溴化铵改性的原位沉积物为介质,实现了微囊藻细胞的高效沉降,去除率高达98.9%[12]

田娟等采用动力学手段, 通过壳聚糖和聚合氯化铝改性高岭土对铜绿微囊藻去除效率的比较, 得到投加量与藻细胞生物量的关系,为实际应用中改性粘土的投加量做了精确估算[13]。同时,电子传递速率分析表明壳聚糖改性粘土处理后1 个月内藻趋于死亡, 聚合氯化铝改性粘土处理过的藻, 一周内藻开始黄化, 衰老。

李晔等[14]研究了膨润土与聚合氯化铝的最佳除藻比例,结果表明,当膨润土投加量为40 mg/L。聚合氯化铝投加量为10mg/L时,两者复合除藻效果最好,藻悬液的浊度和叶绿素a 去除率分别达到93.8%和95.1%

改性粘土在取得高效去藻的过程中也有一定的缺陷。主要由于沉降的微囊藻仍在于水体中,存在藻细胞内含物向水体释放的风险[12]

2.2.2 超声

研究表明,微囊藻的气囊是其调节在水层中位置的重要条件,从而对其光合作用和增殖有着较大的影响,而超声波处理可以抑制气囊的形成[15,16]。用高功率和高频率的超声,可能对水域中的其他生物产生不良影响。此外,其高成本以及机械损伤导致的微囊藻毒素释放风险也是限制其实际应用的因素。相比而言,低功率低频超声技术有着更广阔的应用前景。

陆贻超等[17]将超声波和改性粘土相结合,研究了其对微囊藻的抑制效率。其中超声技术采用40kHz/160W/2.5min的低频参数,处理1L指数生长期的铜绿微囊藻(OD680=0.125),气囊去除率在95%以上,但细胞壁保持完好,细胞活性不变,藻毒素不会因此而释放。

邵路路[18]等室内研究了低强度超声波在不同藻生长时相、藻细胞浓度、水体pH、水温和二次超声条件下对铜绿微囊藻的抑制效果。结果表明,低强度超声对延滞期、稳定期和衰退期铜绿微囊藻抑制效果好于指数生长期铜绿微囊藻;二次超声可有效延长残余藻细胞的恢复时间,稳定抑藻效果。

丁暘等[19]将超声除藻技术应用于太湖的治理中,采用20kHz/40W/15s的超声参数,使用实验船,在400m2的实验区域中作业,取得了较好的实验除藻效果,水华期间,抑藻效率高达99%。

2.2.3 藻水分离技术

藻水分离技术是采用人工或机械手段,将藻细胞从水体中分离出来的一种技术。随着藻水的分离,藻细胞内的藻毒素与其他有机物也从水体中分离出来,是一种非常有效且无负面影响的一种方法。常用的藻水分离技术主要有人工打捞和机械分离两大类。

周贝贝[20]等采用一次性培养的方式,在铜绿微囊藻生长的对数期和稳定期进行人工打捞模拟试验,研究结果表明在稳定期进行人工打捞,铜绿微囊藻很快就进入稳定期,抑制了其后续生长;而若在指数生长期,种群最大密度仍呈升高趋势,不利于连续控制。

由于实际围隔中水体与实验室条件相比,具有更大的水层深度。虽然水华期间表层水体中能聚集较多的微囊藻细胞,但其他水层中仍有一定量的微囊藻细胞。若只打捞表层的藻细胞,难以实现持续抑藻效果。可以使用微气泡发生器,使不同水层的藻细胞都聚集于表面[21],可以显著提高水藻分离效率。

    人工打捞虽然成本低,但对于操作者的要求较高,也存在一定的健康风险,所以也可以考虑使用水藻分离设备进行[22]。机械分离目前已在实践中得到应用,但分离效率受设备设计和功率的影响较大,且多数存在筛孔堵塞情况,还有待进一步改进。

2.3 生物方法

2.3.1 EM菌群

EM菌为有效微生物群(Effective Microorganisms)的英文缩写,由光合菌,乳酸菌,酵母菌,放线菌群,醋酸杆菌等5个科10个属80多种厌氧性或嫌氧性正常微生物复合培养而成,不含任何化学有害物质,无毒副作用,不污染环境。国外也常有利用EM菌群进行废水处理及水产养殖等方面的报道。马晶等将微囊藻与EM菌群混合培养,结果表明EM菌对微囊藻有明显抑制作用,6天后生物量抑制率达77.4%[23]。陈建等在北京延庆妫水湖进行了围隔实验[24],通过投加土著EM菌获得了课题控制水华蓝藻生长和快速去除水中氮磷的效果,与自然水域对照相比,可持续抑制蓝藻生物量达70%以上。

不过将其直接投入原水中会导致水体中有机物含量的增加,需要将菌群固定在浮岛等平台上才有应用前景。

2.3.2植食性水生生物控制法

植食性水生生物包括植食性浮游动物、植食性鱼类等。它们以藻类为食,它们数量的稳定能够保持水体中藻类数量的动态平衡[25]。为方便管理,一般投放植食性鱼类,如鲢鱼、鳙鱼。

周小玉等使用鲢、鳙在三角帆蚌池塘内进行围隔实验[26],观测了其对藻类的影响。研究结果充分说明,鲢、鳙可以有效控制蓝藻(铜绿微囊藻)的生长有效控制蓝藻(铜绿微囊藻)的生长。

马华等将其引入水厂工艺段,在预沉池放养鲢鱼,研究了其对藻类的去除特性和影响因素[27],证明了放养鲢鱼对原水藻类有“削峰”作用,可有效控制高藻期原水中水华微囊藻含量。当鲢鱼生物量较高(61g/m3)时,在高藻期和非高藻期,预沉池出水中藻类大部分时间均能控制在2.00×107个/L以下。原水中优势藻类是否是能够被鲢鱼有效滤食的群体性微囊藻以及控制适宜的鲢鱼生物量,是采用鲢鱼控制藻类成功的关键因素。

在水华初期,引入植食性水生生物可以从食物链角度对藻类种群密度加以控制。将鱼由预沉池移至自然水体的围隔内,能避免鱼群游动对沉淀效果的影响。不过由于所制围隔内水体和自然水域存在水交换,单一使用此技术处理效率不高。此外,鱼类在控藻过程中的排泄物可能引起水体浮游生物个体小型化和微型藻类生物量激增等生态问题[28],所以在水华结束后需要将其打捞或控制放养密度。

2.3.3 生态浮岛抑藻带与综合调控技术

生态浮岛是一种针对富营养化的水质,利用生态工学原理,降解水中的COD、氮、磷的含量的人工浮岛。其上可栽种挺水植物,吸收水体中的营养盐;发达的植物根系可吸附水中的大量胶体,并逐渐在植物根系表面形成生物膜[29],成为某些抑藻微生物的载体;同时人工浮岛还可以通过遮蔽阳光、化感作用等起到抑藻效果。为提高生态浮岛的抑藻效果,生态浮岛通常同时使用多种方法。通过多技术的合理集成、综合调控藻类种群,以使预处理后的进水达到水厂处理工艺允许的范围。

濮培民等在贵州红枫湖试验区域,使用载有沉水植物、软体动物、固定化氮循环菌的生态浮岛,达到了局部控制富营养化的目的[30]。其中植物覆盖面积达到总水面积1/5,在外围水域水华期间,实验区内水质清澈,已基本遏制蓝藻水华的发生,实现了工程内水质的改善。

3水厂处理技术

3.1 水厂强化处理技术的选用原则

水华期间,原位处理虽然可以在一定程度上减少微囊藻的浓度,从而间接减少进入水厂工艺段的微囊藻毒素的含量,但若按照常规混凝、沉淀、过滤和消毒的制水工艺,有时仍难保证供水的水质。为保证出厂水质的安全性,还应建立相应的应急预案,强化水厂的处理工艺。

水厂的强化处理工艺以保证出厂水水质为目的,微囊藻水华期间特别需要注意微囊藻毒素的达标性。因此,强化处理技术以灭活剩余微囊藻并去除藻毒素为目的,同时兼顾其他污染物的去除和消毒副产物的产生。

3.2 物理方法

物理处理方法不会产生消毒副产物,属于比较安全的处理方式之一,主要有砂滤、超滤和吸附三类。

赵勇等通过室内试验,说明超滤膜工艺不能稳定有效地去除微囊藻毒素,且去除率随着时间的延长逐渐降低[31]。这可能归因于疏水化作用以及膜孔径或截留分子质量远远大于微囊藻毒素的对应值。

超滤工艺对藻毒素的去除率低并不表示过滤这种物理处理方法不能作为藻毒素处理的有效方法。张威娜等通过傍河取水工程对黄河水微囊藻毒素的去除效果的研究就证明了砂滤对藻细胞与藻毒素的去除率可以达到90%以上[32]。不过由于阻力大,其供水效率不高。

活性炭吸附因其对基建要求低,且对其他工艺的干扰小,是目前藻毒素应急处置中使用最为广泛的工艺之一。周璇等从比表面积、孔隙结构及表面化学性质角度,分析了粉末活性炭(PAC)的基本特性对其吸附水中微囊藻毒素的影响,并探讨了不同水质状况及两种MCs 与PAC 吸附的相互关系[33]。为实际应用中提高PAC对藻毒素的去除率奠定了基础。谢良杰等[34]采用粉末活性炭-超滤膜联用工艺,减少了PAC的投加量,可有效减缓膜污染,同时达到接近100%的藻毒素处理率,具有一定推广意义。

单一的活性炭吸附可以有效吸附去除藻毒素,但不能破坏MCs有毒基团,容易产生二次污染[35]。刘振鸿的以颗粒活性炭为载体,采用溶胶凝胶法制备了负载型的催化剂(TiO2/GAC),并对太湖蓝藻爆发期的MC-LR进行了处理,降解率接近100%。

3.3 化学方法

化学处理方法主要利用某些高级氧化方法对藻毒素进行氧化处理,且反应条件需要严格控制。所以使用化学处理方法时,还需要考虑后续处理成本。

林萍等[36]研究了水处理剂投加量对去除水中微囊藻毒素的影响, 同时比较了臭氧、二氧化氯、高锰酸钾三种氧化剂的处理效率。结果表明,藻毒素的去除率与氧化剂投加量呈正相关,与混凝剂的投加量无关,其中臭氧的处理效率最高,达到92%。

吴明松[37]使用二氧化氯,采用预氧化和过滤后氧化相结合的方法,对藻类的去除均能达到 100%,出水中 MC-LR 残余量为 0.15μg/L,ClO2剩余量为 0.35 mg/L,副产物 ClO2-的浓度为 0.19 mg/L,均满足国家标准要求。

常规使用的高级氧化剂还有高铁酸钾[38]、Fenton试剂[39-40]等。上氧化剂的投加都存在投加量控制的问题,且处理后由于不能完全降解,具有潜在生物风险。钮伟民等[41]研究了可自然降解的氧化剂二溴海因对微囊藻毒素的去除效果,0.30 mg/L 二溴海因溶液在25 ℃、pH 7.0条件下反应60min,对MC-LR、MC-RR 的去除率分别为93.6%和96.7%。孙玲芳等[42]研究了水上介质阻挡放电等离子体对微囊藻毒素-LR的去除。实验室分析去除率达99.35%。该方法通过介质阻挡放电的形式在气液之间产生·OH、UV,增大了目标物与活性基团的接触面积,具有运行成本低、去除率高、降解速度快的优点,具有较高的应用前景。

此外,由于微囊藻毒素可以作为消毒副产物前体前体,虽然化学处理方法氧化去除效率较高,基本不需要对传统工艺基建部分进行改造,但是氧化处理过程中可能产生消毒副产物。所以使用前必须严格论证其安全性,并尽量减少氧化剂的投加量。

3.4 生物方法

生物处理方法是新兴的一种处理方法。吴林豪[43]等以藻毒素为唯一碳源,从活性污泥中分离获得高效藻毒素降解菌,并将其用于藻毒素的降解,处理效率最高达80%。进而对其原理进行分析,发现分离的菌株是以藻毒素为碳源进行生物降解。

母锐敏[44]利用相同方法分离得到了4株通过分泌蛋白酶降解MC-LR的溶藻细菌,降解率为42.1%-73.4%。

分离得到的降解菌的投放量和后续处理存在一定问题。黄建团[45]等利用自行设计的生物膜培养装置,解决了降解菌的固定和培养问题。同时研究比较了4 种不同填料载体连续曝气循环培养的生物膜对微囊藻毒素的降解作用。实验结果表明,当水力停留时间为5 h,进水MCs浓度为21.50-47.25μg/L时,颗粒活性炭、多密孔球型滤料柱对MCs的去除率最高可达100%,塑料悬浮填料柱对MC-LR 和MC-RR 的去除率分别为70%和88%。

生物处理方法由于不存在氧化过程,所以不产生消毒副产物,属于较安全的处理方式,具有良好的应用前景。不过其处理效率和处理条件还需要进一步探索研究。

4 结论与展望

微囊藻水华期间饮用水的原位处理可以采用围隔,使用小水体水华治理技术,可以强化生态系统自然处理率,在很大程度上降低进水微囊藻浓度,提高水厂内工艺段的处理效率;之后采用较为成熟的PAC吸附、氧化处理等物理化学或生物方法可以将微囊藻毒素控制在饮用水标准限值以内,同时减少消毒副产物等有害成分的产生,提高供水质量,避免供水危机的发生。

参考文献:

[1] Lürling M, Elisabeth J. Faassen. Dog Poisonings Associated with a Microcystis aeruginosa Bloom in the Netherlands[J]. Toxins. 2013, 14(5): 556-567

[2] Mazur-Marzec H., Browarczyk-Matusiak G., Forycka K., et al. Morphological, genetic, chemical and ecophysiological characterisation of two Microcystis aeruginosa isolates from the Vistula Lagoon, Southern Baltic[J].Oceanolgia, 2010,52 (1): 127–146.

[3] 赵洋甬,赵建平,陈元,,等. 宁波市常见藻华的现场快速诊断[J]. 环境监控与预警, 2011, 3(2):9-12.

[4] 李斌,卢伟,闫海.长江三峡库区湖北段水华发生情况及成因分析[J]. 环境科学与技术, 2012, 35(61):214-216

[5] TAN Xiao, KONG Fanxiang, ZENG Qingfei. Seasonal variation of Microcystis in Lake Taihu and its relationships with environmental factors[J]. Journal of Environmental Sciences,2009,21:892-899.

[6] 胡志坚. 微囊藻毒素毒性及其致癌机制[D]. 福建农林大学植物保护学院, 2009.

[7] GB/T 5749-2006, 生活饮用水卫生标准[S].

[8] 孙伟华,刘锐,唐铭,等. 蓝藻暴发期给水厂微囊藻毒素应急去除技术研究[J]. 给水排水, 2009, 35(S1):5-8

[9] 王雪松. 典型北方水源地藻类特征及其对自来水厂处理效率的影响研究[D]. 吉林大学环境与资源学院, 2009.

[10] 刘锐,孙伟华,邵鹏,等. S水厂粉末活性炭去除微囊藻毒素的应急技术研究[J]. 给水排水, 2010, 36(5):24-27.

[11] 康升云,胡川. 藻类水华的生物控制措施[J]. 福建水产, 2010, 26(2):85-88.

[12] 刘国锋,钟继承,张雷,等. 有机改性粘土对铜绿微囊藻的絮凝去除[J]. 湖泊科学, 2009, 21(3): 363-368.

[13] 田娟,宋碧玉,林燊,等. 两种改性粘土去除群体状铜绿微囊藻的比较[J]. 湖泊科学, 2009, 21(5):669-674

[14] 李晔,曾璞,张义,等. 提高膨润土絮凝沉降铜绿微囊藻能力的研究[J]. 工业安全与环保, 2011, 37(8):36-38

[15] Zhang GM, Zhang PY, Fan MH. Ultrasound-enhanced coagulation for Microcystis aeruginosa emoval[J]. Ultrason Sonochem, 2009, 16(3):334-338.

[16] 董敏殷,乔俊莲,王国强,等. 低频超声波对藻毒素释放和降解的研究[J].净水技术,2008,27(6):21-23.

[17] 陆贻超,王国祥,李辉. 超声波和改性粘土集成技术在去除蓝藻水华上的应用[J]. 湖泊科学, 2010, 22(3):421-429

[18] 邵路路,陆开宏,朱津永,等. 低强度超声波抑制铜绿微囊藻生长的研究[J]. 生态科学, 2012, 31(4):413-417

[19] 丁暘,浦跃朴,尹立红,等. 超声除藻的参数优化及其在太湖除藻中的应用[J]. 东南大学学报(自然科学版),  2009,  39(2):354-358

[20] 周贝贝,王国祥,杨飞,等. 人工打捞对铜绿微囊藻生长影响的模拟试验[J]. 生态与农村环境学报, 2012, 28(3):260-265

[21] 时玉龙,王三反,武广,等. 加压溶气气浮微气泡产生机理及工程应用研究[J]. 工业水处理, 2012, 32(2):20-23.

[22] 周月华,朱庆华,呼格吉乐. 抽滤式水藻分离器的设计[J]. 现代科技, 2010, 9(2):56-57

[23] 马晶,赵洋甬. EM菌对微囊藻抑制作用初步研究[J]. 现代科学仪器, 2013(1):146-148.

[24] 陈建,丛君,陈高云,等. 利用有效微生物菌群控制蓝藻水华研究[J]. 环境工程学报, 2010, 4(1):101-104

[25] 赵洋甬,杨慧,胡建林,等. 宁波市微囊藻水华成因分析及防控措施[J]. 水利技术监督, 2012, 20(4):18-20.

[26] 周小玉,张根芳,刘其根,等. 鲢、鳙对三角帆蚌池塘藻类影响的围隔实验[J]. 水产学报, 2011, 35(5):35-39

[27] 马华,崔福义,范振强,等. 净水厂处理前端放养鲢鱼对藻类的去除特性及相关因素研究[J]. 给水排水, 2012, 38(11):34-37.

[28] 曾庆飞,谷孝鸿,毛志刚,等. 鲢鳙控藻排泄物生态效应研究进展[J]. 生态学杂志,  2010,  29(9):1806- 1811.

[29] 余俊,唐蓉. 21世纪城市景观河道水环境生态修复对策研究[J]. 安徽农业科学, 2012, 40(5):2812-2814.

[30] 濮培民,李裕红,张晋芳,等. 用生态修复调控浮游植物种群局部控制富营养化——以贵州红枫湖水质生态修复工程为例[J]. 湖泊科学, 2012, 24(4):503-512.

[31] 赵勇,李伟英,张明,等. 超滤膜对水中微囊藻毒素去除机理及影响因素研究[J]. 工业水处理, 2010, 30(4):26-29.

[32] 张威娜,段丽菊,李博,等. 傍河取水工程对黄河水微囊藻毒素的去除效果[J]. 河南预防医学杂志, 2012, 23(3):163-165.

[33] 周璇,尹军,刘志生,等. 粉末活性炭去除微囊藻毒素若干影响因素分析[J]. 中国资源综合利用, 2008, 26(11):28-30.

[34] 谢良杰,李伟英,陈杰,等. 粉末活性炭-超滤膜联用工艺去除水体藻毒素的特性研究[J]. 水处理技术, 2010, 36(7):92-95

[35] Cook D, Newcombe G. Comparison and modeling of the adsorption of two microcystin analogues onto powdered activated carbon[J]. Environmental Technology,  2008, 29(5):525-534.

[36] 林萍,潘晓群,吕淑荣,等. 水处理剂投加量对水中微囊藻毒素去除效果影响[J]. 江苏卫生保健, 2008, 10(5):1-3.

[37] 吴明松. 二氧化氯对水中微囊藻毒素和隐孢子虫卵囊的去除效能研究及毒副作用探讨[D]. 复旦大学环境科学与工程系,  2012.

[38] 雷庆铎,孟春芳,申明召. 高铁酸钾对微囊藻毒素的去除效果探讨[J]. 水生态学杂志, 2009, 2(5):111-114.

[39] 张琳,李晶晶,高庚申. Fenton法去除微囊藻毒素及有机污染物的研究[J]. 环保科技, 2011, 17(4):14-18.

[40] 王中华,曹健,袁鹰,等. 混凝与Fenton试剂联用去除微污染水中的微囊藻毒素[J]. 江苏农业科学, 2011, 39(6):600-601.

[41] 钮伟民,何恩奇,丁新良,等. 二溴海因对水体中微囊藻毒素去除效果的研究[J]. 环境与健康杂志, 2013, 30(1):66-68.

[42] 孙玲芳,喻泽斌,汝旋,等. 水上介质阻挡放电,等离子体去除微囊藻毒素-LR的研究[J]. 给水排水, 2011, 37(11): 122-127.

[43] 吴林豪. 藻毒素降解菌去除微囊藻毒素及其降解特性研究[D]. 复旦大学环境科学与工程系,  2012.

[44] 母锐敏. 溶藻细菌对水华铜绿微囊藻的去除特性及对微囊藻毒素的降解研究[D]. 复旦大学环境科学与工程系,  2008.

[45] 黄建团,吴幸强,熊剑,等. 不同填料载体生物膜对微囊藻毒素的去除效果[J]. 环境工程学报, 2012, 6(7):2195-2200.

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