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中国海洋大学硕士学位论文 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 摘要 水处理剂的使用是海水循环冷却技术中的关键技术之一，而菌藻抑制剂具 有杀菌灭藻功能，排放到水体可能具有潜在环境危害性。本论文分别在静态实验、 自制流水装置和动态模拟试验装置三个不同层次上，对菌藻抑制剂s w 3 0 3 在海 水介质中的降解行为进行了研究，并系统分析了各种因素，如生物、光照、水质 及浓缩倍数、药剂起始浓度、p h 值、温度等，对s w 3 0 3 降解行为的影响。同时 本论文还在静态实验下，对s w 3 0 3 和季铵盐在海水介质中的降解行为进行了比 较，探讨了两者的环境友好性。主要研究结果如下： ( 1 ) s w 3 0 3 在海水介质中的降解途径主要是生物降解和光解，虽然有自然水 解发生，但较为缓慢。季铵盐在海水介质中的降解是由生物降解、光降解和水解 共同完成的，从耗时及最终降解率综合来看，三者的作用未表现出显著差异。 ( 2 ) s w 3 0 3 的降解性优于季铵盐，亦即s w 3 0 3 在环境中的自然衰减趋势要 比季铵盐好，更具环境友好性。 。 ( 3 ) s w 3 0 3 在相对简单的自制流水实验装置中的衰减趋势与静态实验结果有 较好的符合度。 ( 4 ) s w 3 0 3 在系统复杂的海水循环冷却动态模拟装置中的实测衰减率和理论 衰减率存在差异。可见，s w 3 0 3 在工艺复杂的海水循环冷却系统中的衰减不能 被看作是生物降解、光解和排污等影响因素的简单加合。 本文在国内外首次开展菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究，结合海水 循环冷却工艺实际，迸一步完善有关实验和理论，可为海水循环冷却工程的环境 影响评价提供可靠技术依据，并推动海水循环冷却技术的绿色化发展。 关键词；菌藻抑制剂海水生物降解光解水解动态实验降解率 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 s t u d yo nd e g r a d a t10 np a t t e r no f t w ob 1 0 c i d e si ns e a w a t e r a b s t r a c t w a t e rt r e a t m e n ta g e n t sa r eo n eo ft h ek e yt e c h n o l o g yi ns e a w a t e rc i r c u l a t i n g c o o l i n gs y s t e m , t h eb i o c i d e so fw h i c hh a sf u n c t i o nt ok i l lb a c t e r i aa n dt h ea l g a e ， w h i c hr e s u l t si np o t e n t i a lh a z a r d st oe n v i r o n m e n t 耵mp a p e rs t u d i e sd e g r a d a t i o no f s w 3 0 3i nt h r e el e v e l st h a ta r es t a t i ce x p e r i m e n t , s e l f - m a d ew a t e rf l o w i n ge q u i p m e n t a n dd y a a m i ca n a l o g u ed e v i c e ，a n a l y z e st h ei n f l u e n c et or e s u l t sa tt h et e n g t ho ft h e f a c t o r sa sc o n c e n t r a t i o nf a c t o r , i n i t i a lc o n c e n t r a t i o na n dp h m e a n w h i l e ，d e g r a d a t i o n o fs v l ，3 0 3a n dq u a t e r n a r ya m m o n i u ms a l ti sc o m p a r e di n s t a t i ce x p e r i m e n t , t h r o u g h w h i c hf r i e n d l yc h a r a c t e rt oe n v i r o n m e n ti sa l s od i s c u s s e d t h ef o l l o w i n gf i r et h e c o n c l u s i o n s ， ( 1 ) t h ed e g r a d a t i o nw a y so fs w 3 0 3a b i o d e g r a d a t i o n , p h o t o l y s i s ，a n dl e s s h y d r o l y s i s d e g r a d a t i o n o f q u a t e r n a r y a m m o n i u ms a l ti s c o m p l e t e d v i a b i o d e g r a d a t i o n ，p h o t o l y s i s ，a n dh y d r o l y s i s r e s u l t sh a v en oo b v i o u sd i f f e r e n c ef r o m s p e n th o u r sa n df i n a lp e r c e n t a g e ( 2 ) t h en a t u r a la t t e n u a t i o no fs w 3 0 3g o e sb e y o n dt h a to fq u a t e r n a r ya m m o n i u m s a l ti nt h ee n v i r o n m e n t ( 3 ) i ti si d e n t i c a li ns t a t i ce x p e r i m e n tc o n s i d e r i n g n o t i c e a b l ef a c t o 糟( n a t u r a lf a c t o r s ， i n d u i n gw a t e rq u a l i t y , o r g a n i s m sa n dl i g h t ，e t c s i m p l et e c h n o l o g yp a r a m e t e rt o s y s t e m ，f o re x a m p l e , s u p p l e m e n t a r y - d i s c h a r g e dw a t e r ) ( 4 ) r e s u l t si n d i c a t e dt h e r ei ss o m ed i f f e r e n c ob ，伽a c t u a la n dt h e o r e t i c a lv a l u e s ， a t t e n u a t i o no fs w 3 0 3i ns e a w a t e rc i r c u l a t i n gc o o l i n gs y s t e mc a n tb ec o n s i d e r e dt o b ec a u s e db yb i o d e g r a d a t i o n , p h o t o l y s i sa n dd i s c h a r g e dw a t e r i t sf i r s tt os t u d yb i o c i d e so nd e g r a d a t i o np a t t e r ni ns e a w a t e ri nt h ew o r l d i ti s n e o e s s a r yt of u r t h e rp e r f e c tr e l a t e de x p e r i m e n ta n dt h e o r yc o m b i n i n gt or e a lp r o c e s s o f s e a w a t e rc i r c u l a t i n g c o o l i n gt e c h n o l o g y , w h i c hc o u l dp r o v i d ed e p e n d a b l e t e c h n o l o g yb a s i sf o re n v i r o n m e n t a li m p a c ta s s e s s m e n to fs e a w a t e rc i r c u l a t i n gc o o l i n g e n g i n e e r i n ga n d a c c e l e r a t et h eg r e e np r o g r e s so f a w a t e rc i r c u l a t i n gc o o l i n g t e c h n o l o g y k e w o r d s ：b i o e i d e s ，s e a w a t e r , b i o d e g r a d a t i o n ，p h o t o l y s i s ，h y d r o l y s i s ，d y n a m i c e x p e r i m e n t , p e r c e n t a g eo f d e g r a d a t i o n 独创声明 本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作及取得的 研究成果。据我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其 他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含其他教育机构的学位或证书使用过 的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的 说明并表示谢意。 学位论文作者签名忙、叶签字隰叩年媚彦日 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，有权保留并 向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅。本人 授权学校可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用 影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。( 保密的学位论文在解密后 适用本授权书) 学位论文作者签名： 卜叶 删签字：气黼 签字日期：刁年g 月日签字日期：v 习年石月f 日 学位论文作者毕业后去向： 工作单位： 通讯地址； i l 电话 邮编 中国海洋大学硕士学位论文 1 1 前言 第一章文献综述 做为一个水资源短缺的国家，我国沿海1 1 个省( 区) 市的水资源总量仅占全 国的1 4 ，其中大部分沿海城市人均水资源占有量低于5 0 0 立方米，处于极度缺 水状态。根据测算，到2 0 1 0 年我国北方沿海四省市缺水量将达到1 6 6 亿2 5 5 亿立方米，水资源短缺已经成为制约我国沿海经济社会可持续发展的“瓶颈”【1 1 。 据统计，城市用水中约8 0 是工业用水，工业用水中约8 0 是工业冷却用水， 因此开发利用海水代替淡水作为工业用水，特别是作为工业冷却水势在必行【2 1 。 利用海水作为冷却水，有2 种冷却方式：一是海水直流冷却；二是海水循 环冷却【3 1 。海水循环冷却是以原海水( 苦咸水) 为冷却介质，经换热设备完成一次 冷却后，再经冷却塔冷却、并循环使用的冷却水处理技术，具有海水取水量小、 工程投资和运行费用低及排污量小等优点，与海水直流冷却和淡水循环冷却相 比，在技术、经济和环保等方面更具优势。可以预见，海水循环冷却技术将是 海水冷却技术未来主要的发展方向。 海水循环冷却技术包括海水缓蚀剂、阻垢分散剂、菌藻杀生剂等关键技术 【4 】。一方面，在海水循环系统中，大量的设备是金属制造的换热器。对于碳钢 制成的换热器，长期使用循环冷却水，如果水质不加处理，会引起设备腐蚀穿 孔，形成渗漏，或工艺介质泄漏。另一方面，在循环冷却水系统当中，一些离 子浓度随着蒸发浓缩而增加，容易在换热器表面形成水垢，如碳酸钙垢，硫酸 钙垢、磷酸钙垢等。水垢附着轻则降低换热器的传热效率，重则使管道被堵。 再者，海水循环冷却系统所营造的特殊环境，如冷却水的水温通常被设计在3 2 4 2 之间，冷却水在冷却塔内的喷淋过程中溶入了大量的氧气，这些都为好氧 微生物提供了必要条件，而悬浮物形成的淤泥又为厌氧微生物提供了庇护所等 等，过多的微生物则会引起设备的腐蚀，使系统传热效率降低，严重时会造成 管道阻塞【5 】。应对上述诸多问题，目前较为直接有效的方法就是投加缓蚀剂、 阻垢剂和菌藻抑制剂。文献报道在日本每年要花费2 5 0 亿日元用于循环水的缓 蚀剂上面【6 】a 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 水处理剂的使用能够显著的改善循环冷却系统水质，在一定程度上解决了 冷却水长期运行后存在的结垢、腐蚀、微生物滋生等问题，然而从环境保护的 角度来讲，水处理剂的使用却是海水循环冷却技术工程化的一个隐忧。目前水 处理剂的研究开发成绩斐然，“八五”和“九五”期间，国家对水处理剂的研究开 发给以重点扶持，形成了一系列具有自主知识产权的技术和产品【刀。但有关开 发工作往往只重视水处理剂的效用，而忽略了它们可能对环境带来的危害性。 早在1 9 9 2 年化学品的环境危害性评价( r i s ka s s e s s m e n t ) 作为一项重要的 工作被列入联合国环境与发展会议的2 1 世纪议程”的第十九章内，并于1 9 9 4 年在“政府间化学品安全国际会议”上进行了讨论和制定了具体的规划目标【8 1 。 德国h e n k e l 公司的j o s e f 和w o l t g a n g 也提出，水处理剂的使用应该满足高标准， 在重视它们性能的同时也要考虑的他们的环境耐受性。因此在水处理剂工程化 的同时，应该对其环境危险性进行评估。f r e e d o n i a 咨询公司最新研究报告指出， 市值为2 5 2 亿美元a 的全球水处理化学品市场目前正以年均5 1 的速度快速增 长，中国等发展中国家对此贡献突出1 9 1 。因此，随着全球经济不断发展，对水 资源消耗的增大、水资源分配不均，导致的许多地区水资源短缺问题的日益突 出，以及环保法规日益完善和人们环保意识的日益提高，水处理问题将成为人 们曰益关注的焦点。 目前虽然也有水处理剂在海水环境中的环境危害性研究，但并无系统的资 料和标准。水处理剂的品种日益增多，使用范围的日益扩大及环保型海水循环 冷却技术提上工作日程，迫切要求我们对水处理剂在海水中的环境行为进行研 究，进而评价水处理剂的环境危害性。 1 2 水处理剂降解行为 水处理剂进入水体，必然会在环境中滞留、迁移、转化，从而影响生态环境。 降解是影响水处理剂在环境中的归趋的一个主要方面，理应受到关注。 水处理剂在环境中的降解是指其在环境因素作用下结构发生变化，从对环境 有潜在危害的聚合物或分子逐步转化成对环境无害的小分子女1 ( c 0 2 、n h 3 、h 2 0 等) ，从而引起化学和物理性质发生变化。 降解的形式一般包括生物降解、光解和水解。 2 中国海洋大学硕士学位论文 1 2 1 生物降解作用 海水中生物种类繁多并且数量丰富，生物降解作用大，因此水处理剂进入海 水环境，生物降解是主要的降解方式。2 0 世纪9 0 年代来随着人们关注可生物 降解的新型水处理剂的合成，由此而带动新一轮水处理剂的研发，使“环境友好： “绿色化”成为了当今水处理剂的发展方向【t o l 。 在这种研发热潮下，人们开始考察一些水处理剂的生物降解性。这些水处 理药剂主要是缓蚀阻垢剂。如通过研究聚丙烯酸和聚天冬氨酸的在自然条件下 生物降解情况发现二者可生物降解相差很大，而提出聚天冬氨酸( p a s p ) 会成 为当时正广泛使用的聚丙烯酸( p a a ) 和聚丙稀酰胺酸类水处理剂的理想替代品 【l l 1 2 1 ；采用o e c d3 0 1 的实验方法系统的考察菌种、金属离子和不同合成路线 对聚天冬氨酸的生物降解的影响，发现其在不同菌种中生物降解规律是一致的， 有些金属离子如c u 2 + 和h 9 2 + 能显著的降低聚天冬氨酸的降解率”】；通过测c o d 的实验方法研究阻垢缓蚀剂乌头酸一丙烯酸共聚物( h a a a ) 在水溶液中的生 物降解情况，考察起始浓度和某些金属离子对它的生物降解影响，发现低浓度 下的a a a a 降解比较彻底，而c u 2 + 对试液中的酶活力具有显著的抑制作用【m 1 。 在其他领域生物降解的研究较水处理剂要早的多，在2 0 世纪6 0 年代现已 拥有包括美国、加拿大、日本和西欧等2 4 个成员国的经济合作与发展组织 ( o e c d ) ，对应用的表面活性剂的降解性作了具体详细的规定，并相应规定了统 一的分析测试准测。进入2 1 世纪，随着人们环保意识的增强，一些常见污染 物的生物降解的研究逐渐见诸于文献，如对尼龙、多环芳烃、感光剂、苯、苯 酚等的生物降解性能的研列1 6 - 2 0 。 综上，目前对物质的生物降解研究主要集中在一些显著影响生物降解的因 素上。如( 1 ) 水体温度。例如在2 0 时直链烷基苯磺酸盐在水体系中的降解速度 是1 5 3 5 c 时的2 0 倍【1 5 1 。( 2 ) 被降解物质的起始浓度。从a a 的低浓度溶液 在2 5 d 内降解率接近1 0 0 ，而高浓度的降解率只有7 0 t 1 4 1 。( 3 ) 溶液中的金属 离子等。p a s p 根据o e c d 标准属于易降解物质，而在c u 2 + 存在时，2 8 d 的降 解率仅为1 6 8 ，有h 9 2 + 存在时，2 8 d 内几乎不发生降解【1 2 1 。 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 1 2 2 光解作用 光解是污染物在自然水体中发生的主要的非生物降解形式之一。目前关于 水处理剂在海水环境中的光解研究在现有的文献里很少涉及，而其他领域的光 解研究则起步很早。 上个世纪六十年代国外就已经开始对农药进行光降解研究。化学农药光化 学分解一直是评估农药环境安全性的重要内容，所以早期的目光主要集中在农 药的光解研究上【2 1 1 。7 0 年代初期，农药光解的研究更加深入。如评价光敏剂 在农药光解中的地位和作用，做出了光敏剂可以加速农药光解进程的结论瞄】： 通过研究一种非离子表面活性剂对扑草胺在水中的光解率的提高作用，从而认 为光化学反应发生在表面活性胶团的有机相0 3 剁】；通过对农药在液相和气相中 光解速率分别进行深入研究，提出农药直接和间接光解速率的预测模型及农药 光化学反应量子产率( q u a n u my i d d6 mr e a c i i o n ) 测定技术口5 之酏。近年来国外对 光解的研究更加广泛，如在7 5 e v 的光电波下用紫外光电子能谱( u p s ) 和质谱 ( m s ) 对聚四氟乙烯( p t f e ) 的光解进行研究【2 7 l ；在u v a0 2 0 - 4 0 0r i m ) ，u v b ( 2 8 0 - 3 2 0n m ) 和u v c ( 2 5 0 - 2 6 0r i m ) 下用h p l c 和l c - m s 对倍硫磷和乙拌磷在 固相和液相中的光降解进行对比研究 2 8 1 ；在海水与淡水体系中利用低强度的人 造光对日常生活中常见的杀菌剂三氯生的光降解的研究【2 9 】；在紫外光和太阳光 下研究多菌灵的光降解性能等【删。h d b u r r o w se ta l 还对适用于农业的杀虫剂的 光降解的反应途径及机理做过相应的综述【”j 。 我国对光解的研究起始于2 0 世纪9 0 年以后。涉及的领域主要是农药、有机污 染物、染料和化工原料等对环境存在潜在威胁的物质方面。在农药方面像对多菌 灵的光解研究，过程中分析光源和由于混合其他农药所引起的光解变化1 3 2 】；在太 阳光和高压汞灯研究了三唑酮在溶液相中的光化学降解；研究竹青双在水环境 中的光降解3 4 j ；研究丁草胺在不同类型水中的光化学降解【3 5 】等等。在染料研究 方面，像研究三种染料在试液p h = 3 于太阳光下的光麓情况，考察了光强和染料 的浓度对光解的影响3 6 1 。在有机污染物和化工原料方面像用紫外一可见分光光度 计研究2 ，6 一二硝基甲苯和间硝基氯苯在纯水与江水中的光降解【3 7 】；在紫外光 ( 2 5 0 - - 2 8 0 n m ) 和太阳光下用g c m s 和l c m s 对2 一烯丙基苯酚在不同溶液中的 光降解进行研究，从而探讨一些影响光解的因素；用氯离子选择性电极对卤烃在 4 中国海洋大学硕士学位论文 水中的光降解进行了研究等3 8 j 9 】。 在研究光解过程中，考虑的主要影响因素有：( 1 ) 光源，如对常见的杀虫剂 多菌灵、应用于船体防腐涂料的抑菌灵等的光解的研究口o7 删。( 2 ) 水体p h 值， 在在采用固相微萃取技术研究三氯生的光解时，分析t p h 给实验带来的影响， 结果发现碱性能够促进其光解f 4 ”。( 3 ) 水体中的有机物，在研究多菌灵、三氯生 和三苯基嘧啶的光解过程中都有涉及 3 0 辄4 2 1 。( 4 ) 催化剂，通过检测发光细菌来 研究五氯苯酚的光解试验中，对t i 0 2 的催化性能精心了研究【4 3 1 。 1 2 3 水解作用 随着海水循环冷却工业化的发展，每年都会有大量的有机污染物排放到海 水中，这些化合物经生物或者非生物途径可转化为与母体不同的新结构m ，对 含易水解集团( 如卤代烃、酯酰胺、腈等) 的化合物，水解是一个重要的转化 途径【3 3 】。近年来，有关研究结果表明：水解反应是有机磷农药在环境介质中降 解转化的主要途径之一，是决定它们在环境中持久性的最通常反应 4 5 - 4 9 l 。 目前关于水处理剂在海水环境中的水解研究至今在国内外很少涉及。国外在 其他领域对水解的研究很早就出现了，而从污染物降解的角度进行的水解研究出 现于2 0 世纪六七十年代，因水解特性是评价农药在环境中稳定性的一个重指标， 水解反应是许多农药在环境中消解的主要途径，对预测农药在水体中的残留及其 迁移转化规律意义重大，所以当时他们研究的对象多是农药【划。我国关于污染物 水解的研究出现在2 0 世纪9 0 年代，如研究二取代苯甲腈类有机污染物的水解行 为，用反相高效液相色谱测定了不n p h 值和不同温度下的水解速度常数 5 1 1 ；以 农药厂产生的高浓度铵磷废液为对象，研究其中的主要有毒物质氧乐果及其合成 中间体氧硫磷酯在不同存在环境中的水解状况【5 2 1 ；用高效液相色谱法研究三唑磷 农药在不同温度、不同酸碱条件下的降解动力学情况【5 3 1 ；研究乙草胺和丁草胺两 种除草剂在蒸馏水和河水中的水解动力学等等酬。 目前关于水解影响因素的考查主要是温度和p h 。三唑磷在温度升高时水解 反应速率大大加快。在常温下( 2 5 。c ) 水解比较缓慢，p h = 5 j7 、9 时对应的半衰 期分别为4 l 、4 1 、2 4 d 左右，但是当温度升高到5 0 时，p h = 5 、7 、9 时对应的 半衰期分别降低到5 、4 、2 d 左右， 当温度升高到7 0 ，水解半衰期分别降 低到1 6 、l3 4 和6 s h e 5 2 】。有研究报道，三唑磷在1 0 0 ( 2 条件下，在2 5 h 内即可 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 水解6 5 1 5 5 1 。 水处理剂进入水体必然还存在的其他的环境行为，这里就不一一加以综述。 降解作为水处理剂在水体中迁移转化的一个关键环节，目前还存在着许多空白， 如在光解方面和水解方面等，而水处理剂在海水循环冷却系统中的衰减及在受 纳水体的残留也逐渐受到重视，考虑到这些因素，本课题从降解的角度对应用 于海水循环冷却系统的菌藻抑制剂s w 3 0 3 和季铵盐展开试验研究。 1 3 菌藻抑制剂s w 3 0 3 和季铵盐简介 s w 3 0 3 ( 出于行业之间保密同时利于研究的考虑，国家海洋局天津海水淡化 与综合利用研究所特作此命名) ，7 0 年代在美国研制成功，是国内近几年广泛使 用的一种非氧化型菌藻抑制剂。它是一种有机硫类杀生剂，通过断开细菌和藻类 的蛋白质键而起到杀生作用。其杀菌性能具有广谱性，同时对粘泥也有杀灭作用。 其混溶性好，能与氯、缓蚀剂、阻垢分散剂和大多数阴离子、阳离子和非离子表 面活性剂等相容对环境无害，该药剂在水溶液中降解速度快，同时具有投药间隔 时间长，不起泡等优点。8 0 年代中后期我国也有多家单位研制出类似国外的同类 产品，并投人生产。 季铵盐，除具有广谱、高效的杀菌性能外还有对菌藻污泥的剥离作用，目 前国内冷却水系统广泛使用的以洁尔灭( 十二烷基二甲基苄基氯化铵) 和新洁尔 灭( 十二烷基二甲基苄基溴化铵) 为代表。随着时间的推移和技术进步，该类季 铵盐不足之处也逐步显现出来。主要表现在药剂持续时间短、细菌易于对其产生 抗药性、使用剂量大( 1 0 0m g l 以上) 、费用高，且使用时泡沫多、不易清除等缺 点( 3 5 j 。 1 4 选题依据和工作内容 海水循环冷却技术，作为海水利用领域一项节水、环保型的新技术，在国外 经历了近3 0 年的发展，已进入大规模应用阶段；在我国，由于电力工业较落后， 海水冷却技术研究起步较晚，但经过“八五”“十五”的持续攻关，目前该技 术业已成熟，进入产业化工程应用阶段。 随着中华人民共和国环境影响评价法的出台，海水循环冷却技术在工程 6 中国海洋大学硕士学位论文 化应用过程中，势必将遇到可能存在环境影响的质疑，要求对其作出科学的评价， 如海水循环冷却技术的关键技术之水处理剂可能存在的环境危害问题。但 就目前国内水处理荆的研究现状来看，研究热点主要集中在合成和性能方面，对 其环境影响的研究则较少。 本课题作为“十五”国家重大科技攻关计划项目“海水循环冷却技术示范工 程研究”的延伸课题之一，拟从环境影响角度出发，选取水处理剂环境行为中的 一个方面降解行为开展工作，着重对菌藻抑制剂s w 3 0 3 和季铵盐在海水环境 中的生物降解、光解、水解等降解行为进行探索性研究，为海水水处理剂的环境 危险性评估作前期研究，期望以此推动海水循环冷却技术的“绿色化”的产业化 进程。 7 两种苗藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 第二章海水介质中s w 3 0 3 和季铵盐的分析方法 2 1 海水介质中s w 3 0 3 的分析方法 2 1 1 实验所用药品与试剂 本实验及以后各实验中所有用药品及试剂在此节中一并列出，以后不再赘 述。 表3 1 课题所用药品与试剂 t a b l e 3 1l e e c h d o ma n dr e a g e n tu s e di nt h ee x p e r i m e n t 8 中国海洋大学硕士学位论文 2 1 2 实验仪器 本实验及以后各实验中所有用到的仪器设备在此节中一并列出，以后不再 赘述。 表3 2 课题所用实验仪器及设各 t a b l e3 2a p p a r a t u sa n de q u i p m e r i tu s e di nt h ee x p e r i m e n t 2 1 3 - r 作曲线的绘制 准确称取o 1 0 9 s w 3 0 3 ，用无菌海水配制成1 0 0 m g l 的标准s w 3 0 3 溶液。 9 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 移出0 0 0 、o 5 0 、1 0 0 、1 5 0 、2 0 0 ；2 5 0 、3 0 0 m l 标准溶液于1 0 0 m l 容量瓶中， 以无菌海水定容到刻度。然后从各容量瓶中分别移出2 5 m i 加到5 0 m l 的比色管 中，准确加入o 7 5 m l t n b 溶液，避光放置2 h 后，利用l e n a 比色皿于4 0 0 n m 处 测试吸光度。 以试剂空白的吸光度与试样吸光度之差值为横坐标，相对应的s w 3 0 3 标准 溶液的含量为纵坐标，绘制工作曲线。 曲线绘制如图2 1 所示。 图2 1s w 3 0 3 在海水中的工作曲线 f i g 2 1s t a n d a r dc u r v eo fs w 3 0 3i ns e a w a t e r 由图2 1 可知，s w 3 0 3 在海水中浓度为o 5 0 - - 3 0 0 r a g d i n 3 时，s w 3 0 3 与吸光度 具有良好的线性关系，线形方程如下： y = 1 7 7 9 3 x 式中：x 一式样吸光度与空白吸光度的差值，a b s ； y - _ 试样中s w 3 0 3 的含量，n a g 。 该工作曲线的相关系数r 2 - - 0 9 9 8 4 ，表明可见分光光度法可以作为低浓度 s w 3 0 3 在海水环境中的定量分析方法。 2 1 4 实验中s w 3 0 3 的测试 将待测水样加入到比色管中，以无菌海水调节体积至2 5 o m l ，加入 o 7 5 m l t n b 溶液。两小时后，以无菌海水为参比，在4 0 0 n m 处测试吸光度。 根据溶液吸光度，从工作曲线上查出相应的水样中s w 3 0 3 的含量。 中国海洋大学硕士学位论文 2 1 5 分析结果的表述 试样中$ w 3 0 3 的浓度x ( r a g l ) ，按下式计算： x = ( m v ) + 1 0 0 0 式中：册一由工作曲线查出的s w 3 0 3 的含量，m g ； v 二试样体积，m l 。 2 2 海水介质中季铵盐的分析方法 2 2 1 工作曲线的绘制 准确称取2 2 2 9 季铵盐于1 0 0 0 m l 容量瓶中，以无菌海水定容至刻度，配置成 1 0 0 0 m g l 的标准溶液。分别移取0 、1 0 0 、2 0 0 、3 0 0 、4 0 0 、5 0 0 m l 标准溶液 于1 0 0 m l 的容量瓶中，以无菌海水定容至刻度，配置成实验水样。在2 6 2 5 n m 处，用l e n a 石英比色皿于紫外分光光度计测吸光度。 以试样吸光度与试剂空白的吸光度之差值为横坐标，相对应的季铵盐标准 溶液的浓度为纵坐标，绘制工作曲线。 曲线绘制如图2 2 所示。 由图2 2 可知，季铵盐在海水中浓度为1 0 - - 5 0 r a g d i n 3 时，季铵盐与吸光度 具有良好的线性关系，线形方程如下； y = 7 2 6 0 7 x 式中：x 试样吸光度与试剂空白的吸光度之差值，a a b s ； y _ _ 试样中季铵盐的浓度，m g d m 3 。 工作曲线的相关系数r 2 = 0 9 9 7 9 ，表明利用紫外分光光度计在2 6 2 5 n m 检测 苯扎氯铵浓度可以作为其在海水环境中的定量分析。 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 图2 2 季铵盐在海水中的工作曲线 f i g 2 2s t a n d a r dc u r v eo f q u a t e r n a r ya m m o n i u ms a l ti ns e a w a t e r 2 2 2 实验中季铵盐的测定 利用l e n a 石英比色皿于2 6 2 5 n m 处，测试已经过处理的待测溶液的吸光度。 根据溶液吸光度，从工作曲线上查出所对应的季铵盐浓度。 中国海洋大学硕士学位论文 第三章s w 3 0 3 和季铵盐的生物降解性能 3 1 前言 生物降解作为环境污染物如农药、工业废弃品等降解的一个主要方式，对 环境影响意义深远【1 0 1 。 海水中由于生物种类繁多并且数量丰富，因此一种污染物s w 3 0 3 和季铵盐 进入海水环境后，其主要的降解方式可能就是生物降解。因此本章研究两种菌 藻抑制剂s w 3 0 3 及季铵盐在海水中是否具有生物降解性，对研究s w 3 0 3 在海水介质中的降解行为意义重大。 对水处理剂生物降解的研究起始于2 0 世纪9 0 年代。在其他领域生物降解 的研究比水处理剂要早的多，在2 0 世纪6 0 年代现已拥有包括美国、加拿大、 日本和西欧等2 4 个成员国的经济合作与发展组织( o e c o ) ，就对应用的表面活 性剂的生物降解性作了具体详细的规定【”】。他们对生物降解的研究考虑的因素 主要有目标物质的初始浓度、金属离子浓度的影响、实验的温度、溶液的p h 值等 1 1 - 1 4 l 。采用的研究方法也不尽相同。如对聚天冬氨酸( p a s p ) 的生物降解 特性研究采用的是c 0 2 产生法 1 1 , 1 2 而对阻垢缓蚀剂乌头酸一丙烯酸共聚物在 水溶液中的生物降解情况则通过测c o d 的实验方法研究 1 4 l 。 目前研究生物降解的方法很多，但主要归结为三种：c 0 2 ( 如o e c d 3 0 1 b ) 产生法、c o d 法和目标物质的直接检测法。c 0 2 产生法依据的是有机物质最终 生物降解产物为c 0 2 和h 2 0 ，侧重的是物质的完全生物降解；c o d 法是用c o d 来表征溶液中有机物的含量，因海水中成分复杂，该法不适宜用于化合物在海 水体系中的生物降解特性的研究；直接检测是通过先进的测试手段或者是精确 的测试方法对目标物质进行检测，侧重于目标物质本身。本课题研究的是s w 3 0 3 和季铵盐在海水体系中的衰减，因此采用目标物质的直接测试方法对其生物降 解行为进行研究，另外考虑到其生物降解行为可能影响到菌藻抑制剂在循环冷 却系统的衰减，因此根据循环冷却系统的特点对s w 3 0 3 的生物降解展开了研 究。 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 3 2s w 3 0 3 的生物降解性能 3 2 1 研究方法 3 2 1 1 异养菌固体培养基及液体培养基的制备 根据海水中异养菌培养基的配制方法，配制一定体积的溶液，滴加氢氧化 钠溶液，调节溶液p h 值，然后将其分装到事先放有琼脂粉的锥形瓶中，每瓶 约2 0 0 9 i n 3 ，采用硅胶塞封口，废报纸覆盖扎紧后，于灭菌器中1 2 1 条件下灭 菌2 0 分钟，取出，冷却，备用。每次使用前加热使之融化即可。液体培养基的 制作过程同上大致相同，只是在分装的锥形瓶中不要加琼脂粉即可。 3 2 1 2 异养菌的富集 取原海水l c m 3 加入到异养菌液体培养基中，3 0 c 条件下于生化培养箱中培 养7 2 h ，此时其中细菌量一般可达到1 0 8 个c m 3 。及时将此培养液转移到冰箱中 保存备用，并定期转接。使用时需先置于生化培养箱中3 0 下活化o 5 h 。 3 2 1 3 无菌海水的制备 将海水经过0 2 2 1 x m 微孔膜两次过滤处理，保存于经高温灭菌的容器中。过 滤水经平皿计数法检测，达到无菌要求。 3 2 1 4 浓缩海水的制备 将原海水在5 0 ( 2 水浴锅中恒温蒸发，氯离子的测定方法参照中华人民共和 国国家标准g b1 7 3 7 8 4 1 9 9 8 ，海洋监测规范，第四部分：海水分析介绍的氯化 物的测试方法一银量滴定法。通过蒸发前后氯离子浓度的比值计算浓缩倍数n ： n - 【c r 】月 a # 3 2 1 5 无菌条件的营造 实验操作在万级洁净实验室里进行，实验前开启净化工作台、无菌室及缓 冲间里的紫外灯杀菌0 5 h ，实验时开启风机，以此达到实验时的无菌或少菌的 条件。 3 2 1 6 细菌的检测 参照中华人民共和国国家标准工业循环冷却水中黏液形成菌的测定 4 中国海洋大学硕士学位论文 ( 平皿计数法) 进行，标准号g b t 1 4 6 4 3 1 9 3 。 3 2 1 7 实验步骤 实验的操作在无菌实验室进行。首先，将s w 3 0 3 投加到经过滤除菌的海水 中，根据实验要求，配制成一定浓度的实验水样，然后把富集菌种适当稀释， 对实验水样进行接种，整个过程要求尽量减少试样被污染的可能性。试样在室 温( 2 0 2 5 c ) 下遮光放置，定时检测水样中s w 3 0 3 的浓度，并以无菌海水样 ( 加s w 3 0 3 ) 做空白对照，分析细菌量、药剂起始浓度、温度、p h 值、海水 浓缩倍数对实验结果的影响。 3 2 1 8 生物降解残存率的计算公式 降解残存率胎恭孥枷。 3 2 2 结果与讨论 3 2 2 1 细菌量对生物降解行为的影响 用无菌海水配制实验浓度定为l i n g d i n 3 实验溶液3 组，然后将富集菌种适 当稀释，对实验溶液进行接种，使接种后溶液中菌落数分别为1 0 4 个锄3 、1 0 5 个锄3 、1 0 6 个! c r t l 3 ，实验结果如下； 8 w 3 0 3 具有生物降解性，其降解行为与介质中的初始细菌含量密切相关( 见 图3 1 ) 。 图3 1 显示，s w 3 0 3 在海水样中的终降解率受试样初始含菌量影响。如 l i n g d i n 3 的s w 3 0 3 在初始菌量为1 0 4 、1 0 5 d c m 3 的试样中的生物降解分别在 3 h 和1 2 h 以后保持恒定，降解残存率分别为8 0 和5 0 ；但在初始菌量为1 0 6 个c m 3 的试样中，s w 3 0 3 在2 4 h 内已被完全降解。究其原因，则因为s w 3 0 3 为一种杀生剂，在达到其有效使用浓度时对细菌具有杀灭或抑制作用。因此当 海水样的初始含菌量偏低时，在实验初始阶段，s w 3 0 3 将有效杀灭或抑制细菌 活性，最终抑制其自身的生物降解；当初始含菌量较高时，s w 3 0 3 对细菌量的 影响不大，细菌对s w 3 0 3 的生物降解将有效进行，甚至可达到完全降解。期间 对初始菌量为1 0 6 食咖3 的试样进行了菌落检测，如图3 2 ，可以发现在前3 h ， 细菌量急剧降低，然而药剂浓度的降低，使之对细菌的杀灭抑制能力减弱，细 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 菌在短时间内迅速反弹。 但初始菌含量对s w 3 0 3 的生物降解进程影响基本相同，都可分为2 个阶段， 即快速降解阶段( 1 3 h ) 和缓慢降解阶段( 4 2 4 h ) 。 图3 1 起始菌量不同的生物降解曲线 f i g 3 1b i o d e g r a d a t i o nc h i v eo f d i f f e r e n e to r i g i n a la m o u n to f b a c t e r i a 图3 2 菌落变化趋势图 f i g 3 2t h ec u r r e n to f v a r i e t yo f o r i g i n a la m o u n to f b a c t e r i a 3 2 2 2 不同浓度s w 3 0 3 的生物降解性能 利用原海水配制成浓度分别为5 m g d m 3 、7 m d m 3 、l o m g d m 3 s w 3 0 3 待测 试样，起始菌量( 1 0 6 个锄3 ) 保持相同，得出的实验结果发现不同浓度下的 s w 3 0 3 生物降解趋势也基本相同( 见图3 3 ) ，分为2 个阶段，即快速降解阶段 ( 1 3 h ) 和缓慢降解阶段( 4 2 4 h ) 。 1 6 中国海洋大学硕士学位论文 图3 3 不同浓度的s w 3 生物降解曲线 f i g 3 3b i o d e g r a d a t i o ne u v eo f s w 3 0 3o f d i f f e r e n tc o n c e n t r a t i o n 但从表3 3 可以看出，不同浓度的s w 3 0 3 生物降解行为并不完全相同，如 浓度为5m d m 3 、7 m d m 3 和1 0 m g d m 3 的s w 3 0 3 的降解速度和最大降解率都 远低于l m g l 的s w 3 0 3 。这也是因为s w 3 0 3 达到有效杀菌浓度时，可使水样 中的细菌量减少或细菌活性降低，在s w 3 0 3 的生物降解上则表现为受抑，甚至 停滞。图3 3 显示，在起始菌量相同的情况下，s w 3 0 3 浓度越高，对细菌的杀 灭或抑制越快速，其降解也越受影响，表现在高浓度的s w 3 0 3 的生物降解延续 时间最短，最大降解率也最小。细菌量的检测结果也支持了这一分析：在2 4 1 1 时，5 m d m 3 、7 r a g d i n 3 的试液中可以检测到的菌落数低于1 0 2 个c r n 3 ，灭菌率 接近1 0 0 ；l o m g d m 3 试液1 2 h 后已无可以检测到的活细菌。 表3 3 不同浓度s w 3 0 3 的生物降解性 t a b l e 3 3 t h e b i o d e g r a d a t i o n o f s w 3 0 3 0 f d i f f e r e n t c o n c e n t r a t i o n s w 3 0 3 实验浓度( m g d m 3 ) l 571 0 综上，与其他水处理剂的生物降解研究不同，在杀菌剂的生物降解研究中 存在着一个难题，即其不是一种单一的生物化学过程，在此过程中，细菌数也 两种菌藻抑制剂在海水环境中的降解行为研究 将发生不可测变化，可能增多可能减少，杀菌剂和细菌之间存在一种相互作用 的关系，因此，在本实验的条件范围内，s w 3 0 3 生物降解的最大降解率决定于 2 个因素，即s w 3 0 3 的投加浓度和水样的起始菌量。 3 2 2 3 温度对s w 3 0 3 的生物降解性能影响 温度对细菌生长具有显著的影响作用，适宜的温度能够显著影响细菌的增 殖速度1 4 4 。循环冷却水系统中集水池、蓄水池及换热器中等处水温不尽相同， 因此在研究杀生剂投加浓度及衰减规律时，考虑温度对细菌生长繁殖的影响是 很有必要的。 本实验起始菌量为1 0 6 个g