水產養殖弧菌的處理范文

導語：如何才能寫好一篇水產養殖弧菌的處理，這就需要搜集整理更多的資料和文獻，歡迎閱讀由公務員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

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隨著經濟與科技的發展，以及人們生活水平的提高，淡水養殖已經成為我們經濟發展的重要組成部分。而近年來，濱州市濱城區重點發展科技漁業，水產養殖面積將近6萬畝，千畝以上的漁業養殖地、示范區共8處，全區有著強勁的漁業發展態勢，水產養殖規模也日益強大，在這種產業發展局勢下，水質的調查以及對相關污染的研究解決尤為重要，為全區水產養殖經濟的可持續發展提供技術支持與動力。

1 淡水養殖的水質污染

1.1 污染分類

淡水養殖的廢水會污染環境，尤其是集約養殖生產的污水，并且伴隨著生活污水與工業廢水的隨便排放，會降低漁塘的調節與自凈能力，導致水質的進步惡化。淡水養殖的廢水中，主要存在以下幾類污染物：重金屬污染、有機物污染、NH3-N、NO2-N等，其中，有機物污染是水產養殖廢水中的主要污染。

1.2 有機物污染

有機物污染除了會讓水體缺氧，對養殖的生物造成直接危害，而且也會誘發水產養殖的品種頻繁爆發性疾病。因此，有機物污染是淡水養殖的關鍵的制約點。有機物污染的發生主要是通過浮游生物代謝、殘餌以及養殖品種的排泄物等的分解而成。由于目前水產養殖的工業化、集約化，養殖的密度以及投餌的數量都極大的增加，殘餌以及排泄物也隨之增加，造成有機物污染更加嚴重。養殖水中的有機物污染一般由水質的COD值（化學需氧量）體現出來，COD值高則會引發魚類疾病以及感染性病毒的爆發。

2 淡水養殖水質污染處理

2.1 淡水養殖污染處理辦法分類

面對日益嚴峻的淡水養殖水質污染情勢，對污染的處理勢在必行。目前，對于污染的處理，主要有物理消毒、化學藥物及微生物修復等辦法。但物理消毒以及化學藥物處理法，在處理污染的同時，也會對水質環境、水產品、水中有益微生物帶來副作用，方法處理不當或者過量，反而會加重污染。在這種情況下，微生物修復法的研究和應用顯得更為重要。

2.2 微生物修復養殖有機污染

微生物修復法是通過生物拮抗、通過微生物間的相互抵制、相互排斥、相互殘殺來減少消滅有害生物。水產養殖水質中的有益微生物，能夠清除養殖水域底端的長期積累的殘餌、動植物殘體、排泄物和有害的氣體（硫化氫、氨等），先將其分解成小分子（多肽等），然后分解成更小分子的有機物（單糖、氨基酸等），最終將其分解成硝酸鹽、二氧化碳、硫酸鹽等，有效降低水中的BOD及COD，降低水中的NO2-N、NH3-N、氨以及硫化物的濃度，大大改善水質。并且有益微生物能夠為水域環境中的浮游類植物提供其所需的營養要素，加快其繁殖，這些植物在光合作用后，又可以為水中的養殖物的呼吸、有機物分解供氧，形成良性循環。這種循環，不僅有利于養殖物種的快速生長，而且大量繁殖的有益微生物會占據病原微生物的在生態環境中的位置，進而抑制病原微生物的繁殖，減少水產養殖物種的疾病發生。

2.3 有益微生物

水產養殖中的主要的有益微生物有光合細菌、硝化細菌、芽孢桿菌、酵母菌、蛭弧菌、放線菌、培育的復合微生物等類別。光合細菌不是利用二氧化碳，而是在厭氧條件下通過小分子的有機物合成自我繁殖時所需的養分。光合細菌對大分子有機物的氧化是無效的，因此當處理被有機物嚴重污染的底泥時，沒有多大的成效。硝化細菌是一種自給自足型的細菌，它只要在含氧的水中就能繁衍，不需要其他有機物。但硝化細菌的增殖速度非常慢，一兩天僅僅增殖出一倍的量，如果水質中含過多有機物會反而會阻礙其繁衍。芽孢桿菌在土壤、植物表層面、水體等自然環境中廣泛存在，是化能有機營養型。酵母菌是單細胞的蛋白，富含營養，其中的維生素含量，是魚粉的三十倍以上。蛭弧菌是具有攻擊、裂解、侵染其他微生物功能的寄生菌。放線菌可以產生多種抗生素、酶和維生素，同時可以降解一些難以分解物質，如纖維素、甲克素等，為其他有益維生素的增殖創造良好的水質環境。復合微生物制劑是將擁有不同的特性的微生物的菌株，經過培育與復合，形成復合微生物制劑。

3 有益微生物功能

有益微生物現在已經在水產養殖中廣泛運用，通過有益微生物與病原或者潛在的致病的微生物之間的競爭，產生相互制約作用，減少有機物污染的可能性，降低養殖生物發生病害的機率。而且有益微生物可以為魚類提供生長所需的營養物質，幫助養殖物促進消化。一些有益微生物比如齙牙桿菌，還可以有效凈化水質，減少水中的致病菌，提高水產動物的長速以及幼體存活率。與此同時，微生物試劑還能夠增強水產動物的免疫系統的抗菌和吞噬作用，增強其非特異性免疫力。

4 微生物修復水產養殖污染存在的問題

雖然微生物修復法已經得到廣泛的推廣及應用，但在實際水產養殖中仍然存在一些問題，需要水產養殖負責部門的關注和重視。首先是微生物種類的選擇，雖然現在市場上已經有許多微生物試劑運用在淡水養殖中，但這些商品性的制劑很多是為陸地生物所研究設計的，并不是全部適用于水產養殖業。所以在菌種的選擇上，應謹慎考慮，選擇與確認適合自己水域的菌株。微生物修復養殖的水體，有一定的局限性，一是水型的復雜性，二是每種生物對環境的要求都有一定的特性，有益微生物并不是適合所有的養殖水體的環境。因此在現有研究的基礎上，要針對不同的水型選擇不同的菌種，并確定相匹配的用量與用法，提高微生物修復的有效性。要加強對應用對象和水質環境的研究，注意微生物施入后，對環境與宿主的影響，有些細菌在有益微生物施用前是無毒無致病性的，環境變化后，出現了變異，反而導致了細菌的致病性，這一點在運用中需加強研究。在微生物修復養殖有機物污染的研究開發過程中，多是在特定的實驗條件下進行，并未實地考察，對各種水質條件分析試驗，而部分微生物卻是條件性致病菌，只會在特定條件中才會發揮我們期望的作用，所以若未對水域環境進行試驗，微生物在實際運用中有可能不會產生預期效果、產生的效果不持續甚至產生相反效果。

5 總結

隨著水產養殖業的不斷發展與研究，微生物修復養殖有機物污染的研究已經相對成熟，取得許多喜人的成果，并運用在實際生產中，對我國的水產養殖的發展提供重要技術支持。但是，實際運用中依然存在很多問題，需要我們有針對性的深入研究，讓微生物修復的效果更加持續穩定、適用更加廣泛。同時，水養生物的世界是仍有我們未知的領域，將來會有更多的問題爆發，需要我們在對現有污染研究的同時，做好超前研究，對潛在問題做好應對措施，讓水產養殖呈現可持續發展狀態。

參考文獻

[1]趙永坤.淡水養殖水質調查及微生物修復養殖有機物污染的研究[D].南昌大學，2008.

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關鍵詞：水產；養殖技術

中圖分類號：S96 文獻標識碼：A 文章編號：

政府部門應該盡快地制定相關的水產養殖的法律法規，并實施嚴格的水產養殖措施，對水產養殖進行嚴格的管理與監督。比如，規定水產養殖必須具備養殖許可證，不斷完善水產養殖的管理制度，加強對水產養殖苗種、漁藥、飼料以及水域環境的管理等等。

1 水產養殖病害的流行趨勢和類型

1.1 病害的流行趨勢

1.1.1 病害種類多。水產養殖中的病害有許多種，而且隨著環境污染的加劇，病害的種類也在逐年增加，例如，鯉魚普遍流行的出血病、三代蟲病等；草魚的常見病有赤皮病、爛鰓病等；蝦類的常見病有細菌病、寄生蟲病、紅腿病等。

1.1.2 耐藥性強。耐藥性的增加給病害防治工作造成了很大的困難，而且會加大魚病防治的公害化程度。從車輪蟲病到中華鳋病；從細菌性腸炎病、赤皮病到敗血癥。相同的病害，由于具有了耐藥性，而導致用藥量加大、用藥時間長，同時還需要根據病害的實際情況不斷更換藥品，然而治療效果還不是非常明顯。

1.1.3 流行范圍廣。由于水是流動的，所以病害具有很強的傳播性，而導致流行范圍非常廣泛。許多病害從過去的季節性流行演變成了多季節性甚至是全年性的病害，而且流行的間隔時間越來越短。

1.2 常見病害的主要類型

1.2.1 細菌性敗血癥。對于細菌性敗血癥，不同地區的稱呼也是不一樣的，其發病原因是由溫和氣單胞菌、嗜水氣單胞菌、河弧菌生物變種等多種革蘭氏陰性桿菌感染引起的。主要分為以下幾種：腹水病 出血性腹水病、溶血性腹水病、淡水養殖魚類暴發性流行病等，是魚類病害中常見的疾病。

1.2.2 亞硝酸鹽。通過呼吸作用，亞硝酸鹽經魚的鰓絲進入血液，降低魚的紅細胞數量和血紅蛋白數量，從而減弱了血液的載氧能力。導致魚的攝食量有所減少，出現組織性缺氧，而且鰓組織出現病變而對呼吸產生嚴重的影響、缺乏平衡能力，這時魚的血液為紅褐色或者黑紫色，甚至于內臟器官皮膜的通透性也發生了改變，滲透條件能力降低，造成充血，其癥狀與出血病相似。

1.2.3 瓜蟲病。瓜蟲病是一種寄生蟲性原蟲病，是淡水魚類中的一種常見病害。幾乎在所有的淡水魚類養殖中都出現過瓜蟲病，導致大量的魚種、魚苗死亡。淡水小瓜蟲病多是由多子小瓜蟲引起的。隨著水溫的變化，小瓜蟲生存的時間也發生著變化，在20～25℃或者1℃時，蟲體最易感染宿主魚；而當水溫在30℃以上時，蟲體不能發育，所以在炎熱的夏天，瓜蟲病不會發生。瓜蟲病的病征表現是染病魚體表面或鰓上出現白色小點，因此瓜蟲病又稱為白點病。

2 水產養殖病害的防治措施

只有推行健康的養殖模式，才能從根本上解決水產養殖中的病害問題，堅持“以防為主，防止結合”的原則，加強養殖生產管理，保護養殖環境。

2.1 細菌性病害的防治措施。細菌性魚病主要有出血病、爛鰓病、赤皮病、腸炎病以及細菌性敗血癥等，引起病變的細菌主要是水氣單胞菌、黏球菌、弧菌、假單細胞菌等。當水質惡化，而且有適宜的溫度調節，這些病菌通過魚的呼吸經鰓到達魚的體內，生成病灶。所以保證水的質量，控制好水溫是完全可以避免此類魚病的發生。

2.2 病毒性病害的防治措施。水產養殖病害中最嚴重的類型之一是病毒性病害，這是導致魚類死亡的最主要原因。主要的水產病有河蟹抖抖病、蝦類肌肉白濁病等。主要預防措施有，首先是徹底清塘后，在將魚放入池塘的7 d前，用精碘再進行一次消毒。這種方式對病毒性病害有很好的防治效果。其次，在發病季節到來之前，增加2次精碘的使用；如果已經發生病害，使用內服藥，以防止病害的擴散。

3 水產養殖對水域環境的影響

3.1 水產養殖對水質的影響

3.1.1 溶解氧（DO）下降。溶解氧是衡量水體水質必要的指標之一，也是水產養殖生存的重要條件。良好的水質，其溶解氧量必須保持在5～10 mg/L左右。水產養殖的釋氧作用與耗氧作用可以使水中溶解氧的含量具備時空的變化，當水產養殖的釋氧速度小于耗氧速度時，水中溶解氧的含量將逐漸減少，若水中溶解氧的含量減少到4 mg/L時，水產養殖的生存將受到威脅，甚至出現大批的死亡，當水中溶解氧耗盡時，水中有機物將出現厭氧分解，水質逐漸下降，水域環境因此遭受比較大的影。

3.1.2 總氮（TN）與總磷（TP）升高。在衡量水質優劣的各項指標中，氮與磷是產生水體富營養化的最主要原因，水體總氮的濃度與總磷的濃度與水體富營養化程度有著密切的關系，水體的富營養化程度會隨著T總氮濃度與總磷濃度的升高而逐漸加劇，當水體總氮的濃度在015～115 mg/L之間時，水體屬于富營養型，當水體總磷的濃度大于0101 mg/L時，可以致使水體富營養化的出現。

3.1.2 化學需氧量（BOD）與化學需氧量（COD）增多。當水域環境被有機物污染時，生化需氧量（BOD）是其污染程度重要的指標之一。若水域環境被限制，無法進行生化需氧量測定時，可以選擇使用化學需氧量（COD）進行測定，水產養殖對水域環境化學需氧量的影響與化學需氧量類似。在水產養殖的水域環境中，一般選擇在20 e條件下，培養5 d后所測得的化學需氧量作為水域環境有機物的耗氧量。通常認為當BOD5 < 1 mg/L時，水域環境表示優秀；當BOD5 在2～3 mg/L時，水域環境表示良好；當BOD5 > 5 mg/L時，水域環境表示受有機物的污染；當BOD5 >10 mg/L時，水域環境表示受有機物污染的程度惡化。

3.2 水產養殖對底質的影響。水產養殖的飼料通常具備存保型性較差以及懸浮性較差等特點，如果飼料沒有被魚類攝食時，其必然會沉入水體，降落在水體的底部處。目前，我國飼喂水產的技術比較低，經常出現飼料的超量投喂，這樣很容易造成飼料的過剩，大量的飼料因此沉入水體底部。水產養殖所排出的代謝物以及糞便等也相繼地沉入水體底部。時間越久，水體底部堆積的東西就越多。水體有機質的增多，使水中微生物的活動更加的頻繁，進而消耗底部更多的氧氣，水體底部缺氧，致使大量的NO2 2N、H2S以及NH3等有毒物質的出現，這些有毒物質不僅可以污染水體底部的環境，而且導致水體底部生物的抗病力下降，出現大批死亡的現象。

4 治理措施

4.1 科學規劃水產養殖的面積。目前，我國水產養殖主要采取密集的形式，而密集養殖是飼料過剩的重要原因，飼料的大量過剩遠遠超過了水體自身的凈化功能，對水域環境造成的污染不容置疑，因此，必須對養殖面積進行科學的規劃。對此，水產養殖部門可以依據水體不同的使用功能對養殖水面進行科學規劃。在規劃時，必須充分考慮養殖水面的負載能力以及水體的養殖容量等等，在保護水域環境不受污染的前提下，科學的規劃水產養殖的面積，合理地設置養殖密度。

4.2 提高水產養殖的技術。水產養殖技術的提高，不僅可以促進水產養殖經濟效益的提高，而且對水域環境的治理起著非常重要的作用。目前，我國水產養殖技術的研究已經取得一定的進展，比如植物凈化工程技術、魚菜共生工程技術、貝類養殖處理污水工程技術、系統工程技術以及生物凈化工程技術等等。修復水域生態環境是治理水域環境重要的舉措，它具有投資少、無二次污染的特點，是獲得良好水域環境的重要保障，其市場與發展前景廣闊，是治理養殖污染水體最具價值的生物工程技術。

4.3 加強水產養殖的管理。目前，我國水產養殖雖然取得一定的經濟效益，但它給水域環境造成的影響巨大，不符合經濟、環境可持續發展觀，只有在保護水域環境不受污染的前提下，實施水產養殖，水產養殖才真正地促進社會經濟的發展。水產品的規范養殖需要相關法律法規的保障，但目前我國還缺乏完善的水產養殖的法律法規，缺乏對水產養殖的監督。

參考文獻：

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1乳酸菌在水產養殖中的應用

1.1凈化水質，改善生態環境

乳酸菌與芽孢桿菌、光合細菌、反硝化菌等有益菌混合使用，可以促進養殖水體餌料生物大量繁殖、生長，并且可分解殘餌、糞便及水中有機質，改良水體環境，抑制水體中有害菌的繁殖生長，調節菌藻平衡。

1.2提高免疫力

乳酸菌對水生動物免疫功能的影響研究較多。在飼料或水體中添加乳酸菌活菌或滅活菌都可以提高水生動物的細胞免疫和體液免疫功能。乳酸菌對水生動物免疫反應影響見表1。

1.2.1細胞吞噬活性

細胞吞噬作用在機體的抗菌防御中起著非常重要的作用，能夠在抗體產生之前激活早期炎癥反應。飼料中添加乳酸菌組，（包括沙克乳酸桿菌（Lactobacillussakei），乳酸球菌（Lactococcuslactis），明串珠球菌（Leuconostocmesenteroides）可以激活宿主吞噬細胞并提高細胞吞噬活性，研究同時表明，乳酸菌無論是活菌還是滅活菌都能在水產養殖生產中提高魚類的細胞吞噬活力（Pieters等，2008；Brunt等，2007；Brunt和Austin，2005；Panigrahi等，2004；Rutherfurd-Markwick和Gill，2004；Irianto和Austin，2003）。Pirarat等（2006）研究表明，投喂鼠李糖乳酸桿菌（Lactobacillusrhamnosus）（1010CFU/g）可以顯著提高羅非魚（Oreochromisniloticus）的細胞吞噬活性。但是乳酸菌不能提高大菱鲆（Scophthalmusmaximus）頭腎吞噬細胞的吞噬活性（Villamil等，2002）。

1.2.2呼吸爆發活力

呼吸爆發活力是魚類先天免疫防御中的一個重要指標。乳酸菌與枯草芽孢桿菌均可以使魚類的呼吸爆發活力提高（Zhou等，2009；Salinas等，2006；Salinas等，2005；Nikoskelainen等，2003）。并且高溫滅菌的德式乳酸桿菌（Lactobacillusdelbrüeckii）、枯草芽孢桿菌（Bacillussubtilis）、乳酸球菌在體外環境下仍然可以提高金頭鯛（Sparusaurata）頭腎白細胞的呼吸爆發活力（Salinas等，2006）。

1.2.3溶菌酶活性

溶菌酶是魚類先天免疫系統中的一種重要的殺菌酶，是魚類對抗傳染性病原體的不可缺少的工具（Lindsay，1986）。鼠李糖乳酸桿菌、乳酸球菌、明串珠球菌可使褐鱒（Salmotrutta）血清溶菌酶水平升高（Balcazar等，2007）。此外，Taoka等（2006）研究表明，乳酸菌還可以提高羅非魚魚皮膚黏膜溶菌酶的水平，并且加入水中比口服效果更顯著。但也有報道稱在虹鱒（Oncorhychusmykiss）飼料中添加乳酸菌并不能提高溶菌酶水平（Balcazar等，2007；Panigrahi等，2005）。

1.2.4過氧化物酶

過氧化物酶是一類能利用氧化自由基生成次氯酸從而殺死病原菌的重要酶類。Salinas等（2008）研究發現，用含德式乳酸桿菌的餌料投喂金頭鯛（O.niloticus）3周，能使血清過氧化物酶活性升高，但頭腎白細胞吞噬活性未見升高。Salinas等（2006）研究表明，飼料中添加乳酸菌并不能影響金頭鯛血清蛋白酶活性。

1.2.5補體活性

在硬骨魚類中，補體系統在免疫系統中起著關鍵作用，具有趨化、調理、吞噬和調節等作用。補體參與機體非特異性免疫的主要作用機制是通過裂解直接殺死病原菌（Ellis，1999）。研究表明，乳酸菌直接投喂或加入水中均可以提高魚類自然補體的活性（Salinas等，2008；Panigrahi等，2007；Panigrahi等，2005）。1.2.6細胞因子細胞因子是由免疫細胞產生的蛋白質調節因子，有利于細胞的生長分化，加強機體防御機制（Peddie等，2002）。乳酸菌可以調節細胞因子在宿主中的表達（Rutherfurd-Markwick和Gill，2004；Kato等，1999）。Panigrahi等（2007）研究發現，鼠李糖乳酸桿菌、腸球菌和枯草芽孢桿菌可以誘導虹鱒（O.mykiss）脾臟和頭腎的促炎癥細胞因子，如白細胞介素-1（IL-1）、轉化生長因子β（TGF-β）的產生。Picchietti等（2009）研究表明，在舌齒鱸（Dicentrarchuslabrax）體內環氧化酶-2（COX-2）的合成隨著IL-1和TGF-β含量的減少而降低。COX-2可以促進腸道創傷愈合，但長期慢性的表達可導致炎癥性疾病的發生（Nurmi等，2005）。因此，COX-2表達的平衡對于維持體內的生態平衡非常重要的，而且COX-2基因表達的調節是一些益生菌抗炎癥反應的關鍵作用機制（Picchietti等，2009）。

1.3促進生長

乳酸菌能分泌乳酸，產生多種消化酶，有助于魚類消化吸收，促進生長。Byun等（1997）從鲆魚分離篩選出一菌株Lactobacillusspp．DS-12，其表現出強的抗菌活性，能抑制多種魚體病原菌（如鰻弧菌、嗜水氣單胞菌等）的生長，飼喂試驗顯示，飼喂含有DS-12菌株的試驗組，魚的平均增重比對照組快，表明乳酸菌既有抑菌又能促生長的雙重機能。Suzer等（2008）報道，在黑鯛（Sparusaurata）的仔魚發育階段使用乳酸菌，可以提高仔魚的生長性能和消化酶活性，添加到仔魚的活餌料以及添加到活餌料和水體中，效果達顯著水平。Ha和Shunsuke（2010）研究表明，飼料中添加熱滅活的植物乳酸桿菌（1g/kg）可提高對蝦的存活率（87.50%）、體增重率（785%）、特定生長率（7.28%）。王國霞等（2010）試驗表明，10%的乳酸菌添加組對蝦的成活率、增重率、特定生長率分別較空白組提高2.53%、7.13%、4.23%，餌料系數較空白組降低8.38%，表明添加乳酸菌可以一定程度地提高對蝦幼蝦的生長性能和消化酶活性。

1.4對致病菌的抑制作用

乳酸菌能有效調整水產動物腸道的菌群平衡，通過營養競爭、附著位點競爭或分泌抗生素細菌素等毒素殺死或抑制病原微生物，增強抗感染能力，調節機體腸黏膜的免疫活性，提高動物遭受病害侵襲時的存活率。Gatesoupe（1999、1994）研究表明，乳酸菌可以提高大菱鲆抵抗致病性弧菌的能力。陳營等（2006）體外試驗發現，從健康牙鲆腸道中分離得到的多種乳酸菌，對弧菌均有抑制作用。楊鶯鶯等（2005）研究表明，乳酸桿菌及其代謝物質（如乳酸菌肽、細菌素、乳酸、過氧化氫、乙酸）對弧菌具有協同抑制作用。周海平等（2006）為探明乳酸桿菌（Lac-tobacillus．spp）LH對水產養殖病害的生物防治功能，采用試管稀釋法和平板抑菌圈檢測法，探討了乳酸桿菌代謝產物對沙蠶弧菌、哈維氏弧菌、溶藻弧菌、副溶血弧菌、漂浮弧菌的抑制能力，結果表明，乳酸桿菌LH對病原弧菌具有良好的抑制作用。楊勇（2006）研究證明，乳酸菌代謝產物對鰻弧菌的生長具有非常顯著的抑制作用，該代謝產物對鰻弧菌的抑制效率在90%以上。竇曉明等（2007）研究表明，3株乳酸菌（命名為A-1，A-2，A-3）胞外產物對副溶血弧菌有較強的抑制作用。

2乳酸菌的作用機理

目前可將乳酸菌促進動物生長和免疫作用機制分為兩種：一是直接作用，即菌體本身及其活性代謝物對有害物質的黏附或者降解；二是間接作用，即乳酸菌通過調節腸道菌群及其代謝酶活性，調節機體免疫活性及機體部分酶活性等方式起到間接益生作用（任大勇等，2011）。

2.1提供營養物質，直接促進生長

乳酸菌能產生B族維生素，包括葉酸、生物素、維生素B6和維生素K等，能夠直接為宿主提供必需的營養物質，促進動物生長（王玉堂，2009）。此外，乳酸菌的酸性代謝產物能加強腸道蠕動，有利于養分的消化吸收（張力和鄭中朝，2000）。

2.2產生抗菌物質

在乳酸菌的生長代謝過程中能產生有機酸、過氧化氫等抗菌物質來達到抑制致病菌和外源病原菌生長的目的（El-Dakar等，2007；Balcazar等，2006）。

2.3調節腸道微生態平衡

乳酸菌能防止病原菌在腸上皮細胞表面附著、定植并入侵腸道細胞，這種機制被稱為“黏附抗性”（黃慶生和王加啟，2002）。乳酸菌在腸道內，可通過競爭致病菌的吸附位點抑制有害病原微生物生長，來調節水生動物腸道微生態平衡和免疫反應（Chabrillon等，2005；Vine等，2004）。

2.4對免疫系統的影響

Ouwehand等（1999）給出了攝入益生素對免疫系統刺激作用的可能途徑：抗原性物質通過淋巴結集中的連濾泡上皮，進入淋巴組織。通過途徑有兩種：一是微生物代謝產物或碎片作為小分子抗原直接通過普通上皮細胞或者透過上皮細胞間的緊密連接縫隙；二是微生物細胞本身由微褶細胞（M-Cell）通過胞飲作用傳送給位于M-Cell包囊中的巨嗜細胞等。抗原進入淋巴組織后，或由抗原提呈細胞處理后或直接交給淋巴細胞，產生相應的免疫應答。

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[關鍵詞] 酶聯免疫吸附法 水產養殖 實際應用辦法 生物科技

[中圖分類號] S942 [文獻標識碼] A [文章編號] 1003-1650 （2016）04-0290-01

作為現代化的檢測技術，酶聯免疫吸附法即將酶復合物與抗原（或抗體）有效結合，通過顯色變化測定病原菌。由于抗原（抗體）在結合到固相載體表面后仍具免疫活性，抗體（抗原）與酶的結合物仍能保持二者的活性，結合物與相應抗原（抗體）反應后所結合的酶仍能催化底物生成有色物質其含量根據結合物顏色深淺易于測定，故而使得ELISA具有選擇性優良、高靈敏、數據客觀可靠、結果準確、實用性強的優點。

1 酶聯免疫吸附法

1.1 酶聯免疫吸附法的測定原理

酶聯免疫吸附法基本原理：根據抗原或抗體具有特異，通常選取可溶性抗原或抗體結合到固相載體上，一般采用固苯乙烯作為固相載體，此過程保持抗原抗體具有免疫活性。在固相載體上使抗原或抗體與另外一種酶結合，成功結合的產物即具有酶的活性又具有抗原抗體的免疫性。測定時，將待測物于已經用酶標記好的抗原抗體反應，時間不需要很長，然后將固相載體上的結合物洗滌，主要是將待測物于酶抗原抗體結合的產物分離出來。然后加入酶催化，被酶催化生成有色產物，故而可根據顏色變化情況進行分析，由于酶的催化效率很高，因此酶聯免疫吸附法能夠達到很高的準確率。

1.2 酶聯免疫吸附法的方法及其操作

盡管至今酶聯免疫吸附法的檢測方法的分類仍沒有一個準確權威的定論，但是無論采用怎樣的形式進行檢測，均需要在試劑的幫助下完成，具體為酶反應的底物、免疫吸附劑、被酶標記過的抗體或抗原，其中免疫吸附劑主要是將抗原或抗體與固相載體結合的產物。在確定檢測試劑后，依據檢測樣本性狀差異，選擇不同的檢測方式進行，目前該種檢測技術現存方式較多，其中以下幾點最為常見：其一，雙抗體夾心法。結合特異性抗體與固相載體，形成固相抗體：洗滌未結合抗體及雜質，用BSA進行封閉。洗滌除去多余的BSA，加受檢標本，與固相抗體接觸反應，形成固相抗原復合物，而后洗滌除多余雜質。最后加酶標抗體，使固相免疫復合物上的抗原與酶標抗體結合并徹底洗滌未結合的酶標抗體并根據顏色深淺進行定量測量；其二，雙位點一步法。該種檢測方法針對抗原檢測，依據抗原分子的決定簇不同，分別對其單克隆抗體進行標記，形成霉變抗體與固相抗體，將兩種抗體同步檢測，通過將其并作一步完成檢測操作；其三，間接法測抗體。該種檢測方式，主要借助抗原的特異性，通過固相抗原的形成，去除檢測物質中的雜物，以及沒有完成結合的抗原。（4）其余的檢測方法還有競爭法、捕獲法測IgM抗體。

1.3 酶聯免疫吸附法的特點

與過去經典的生物化學檢測方法相比較，酶聯免疫吸附法由于其檢測限可達ng甚至pg，故而具有靈敏度高的特點；而且，它還具有特異性很強的抗原抗體免疫反應，這就使得那些結構類似物、有色或熒光物質對檢測的干擾會變得很小，大大提高了結果的準確性；最后，本著綠色實驗思想，這種靈敏度高，可以利用低濃度的標準品和少量的有機溶劑就能得到精準實驗結果的方法，無疑能夠大大減小試劑對環境和實驗人員的污染和危害。

2 水產養殖中的的酶聯養殖吸附法應用

2.1 致病病原菌的檢測

近年來，致病微生物嚴重影響著水產品養殖行業的發展，下面我們就來說一下水產品中致病微生物。水產品的致病微生物無非分為兩種，一種是自身攜帶細菌：溶血性弧菌和甲肝等都是水產品中致病微生物導致的。一種是人為污染導致細菌滋生：通過人體或動物腸道消化產生的糞便排放到水中導致細菌污染。伴隨生物技術的不斷完善，水產品致病微生物的檢測面臨新的發展機遇，生物檢測技術日益準確、快捷、操作簡單，現對當前應用較為廣泛的PCR技術加以分析。

PCR技術：該技術三大核心要素是DNA、四種脫氧核糖核苷酸和引物，在DNA聚合酶的作用下，快速復制翻譯目標DNA，此方法可以在試管中操作，因此操作方便，由于反應速度非?？?，短時間內就能復制數十萬想要的目的基因或DN段，無需進行DNA克隆就能達到目的。此項技能已經應用于生物各個領域，比如DNA檢測，基因分離，DNA分析，同樣也應用于水產品中致病微生物的檢查

2.2 水產品安全檢測

我國采用的ELISA氯霉素試劑盒線形范圍在50ng/kg～1350ng/kg，定量檢測下限為100ng/kg，而水產品組胺的FDC和EEC最大允許量為100mg/kg～200mg/kg。ELISA法測定組胺始于1983年，之后方法不斷完善，如Neogen組胺試劑盒，運用該試劑盒檢出速度非?？欤?5min快速檢測，且限達2.5mg/kg，檢測結果不受樣品鹽分干擾，且直接用水相進行樣品的前處理，避免有機試劑的污染。

結語

可見ELIS的應用范圍十分廣闊，而其在水產養殖中應用的效果尤為突出，它不僅是革新了傳統的方法，也修正了原有檢測方法耗時長、成本高、環境負擔大的問題。ELISA操作簡捷、快速，低污染、高效率，在水產養殖中大有可施為的地方。

參考文獻

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關鍵詞：高效微生態制劑；綠藻；藍藻；硅藻

中圖分類號：S816.79 文獻標識碼：A DOI 編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.10.018

Effects of Efficient Microbial Ecological Agents Added to the Algae Structure in Fish Ponds

SHI Hong-yue1， GUO Yong-jun1， ZHOU Ke2， ZHANG Feng-feng2， XIE Feng-xing2 ， SUN Xue-liang1， CHEN Cheng-xun1， LI Yin-chang1

（1.College of Fisheries， Tianjin Agricultural University， Tianjin Key Laboratory of Aquaecology and Aquaculture， Tianjin 300384， China； 2.Tianjin Research Center of Agricultural Biotechnology， Tianjin 300192， China）

Abstract： Effects of the ponds' algae species and quantities were studied through adding efficient microbial ecological agents into the ponds. The results showed that the efficient microbial ecological agents had marked inhibitory effect to the propagation of Cyanobacteria which is the dominant algae in the fishpond and obvious promotion to the propagation of Chloroophyta and Bacillariophyta. The Chlorococcus. sp， Cyclotalia sp， Scenedesmus sp， Nietzsche sp etc became the dominant algae while the water color was in good condition such as light green ，brown. The efficient microbial ecological agents had inhibitory effect to the euglena of the flagellate group and no obvious effect to the Cryptophyta. Microcystis. sp，Anabaena. sp，Oscillatoria. sp of Cyanophyta etc were dominant algae. Besides，the Shannon-Wiener index and the Pielou evenness index of algae in the control pond were lower than those in experimental pond. Therefore， efficient microbial ecological agents maintained algal biodiversity in the ponds by effectively restricting the growth of Cyanophyta. It also increased the algal types to be digested and absorbed by fish while played a positive role in controlling the algal structure of fish pond.

Key words： efficient microbial ecological agents； Chlorophyta； Cyanophyta； Bacillariophyta

浮游植物是水域生態系統的初級生產者，在物質和能量流動中占有十分重要的地位，是池塘養殖魚類的優質餌料。高放養密度和高強度投餌易導致大量排泄物及殘餌等的沉積，并極易由此造成池塘水體N、P及有機物的嚴重污染，引發有害藻類（如微囊藻）的大量增殖，進而影響魚類生長[1]。

隨著人類對水產品需求的不斷增加，野生水產品早已不能滿足人們的需求。農業、工業規?；图s化的快速發展，以及各種污水的排放，使得水產動物的健康養殖面臨嚴峻挑戰。而抗生素和抗菌藥物等的長期使用，已造成諸如細菌抗藥性耐藥基因的轉移、水產品中藥物殘留等不良后果。微生態制劑作為一種新興的技術手段在水產養殖中得到越來越廣泛地研究和應用。目前應用于凈化養殖水體的微生態制劑主要有光合細菌、硝化細菌、芽孢桿菌、蛭弧菌，以及復合微生態制劑等[2-4]，這些應用于生產的水質微生態制劑對水體無毒副作用，可以改善水體生態環境，具有廣闊的應用前景[5]。

現階段，關于微生態制劑對池塘水質、底質環境的改善的研究較多[6-8]，對于浮游植物的影響主要集中在蝦池的研究[9-11]，而針對魚池的研究并不多見[12-13]。

本研究以池塘藻類作為水產養殖系統中菌群變化的標志物，選取1種高效微生態制劑（光合細菌、高效反硝化細菌和解淀粉芽孢桿菌為主的復合制劑），對其對池塘藻相的影響進行評價，為進一步研究微生物制劑對池塘水體藻類的變化提供依據。

1 材料和方法

1.1 試驗場

試驗在天津市西青區益利來水產公司進行。所用池塘共三口，兩口試驗池塘，一口對照池塘，面積為0.6～0.67 hm2，水深1.5 m。試驗塘全池潑灑高效微生物制劑（粉狀，天津市農業科學院生物中心提供，光合細菌、解淀粉芽孢桿菌、反硝化細菌混合菌劑），活菌濃度穩定在每毫升（克）20億以上，用量1.5 mg?L-1，對照塘不添加，試驗時間為2013年8月11日―23日，共14 d。樣本采集在9：00―10：00進行，每隔2 d采樣1次，連續采集7次，第1次采集完立即潑灑高效微生態制劑，試驗期間只有第1次潑灑高效微生態制劑，其他時間不潑灑，池塘主養鯉魚，搭配異育銀鯽，試驗期間不換水，在高溫悶熱天氣適量開放增氧機，盡量保證試驗中所有其他試驗條件一致，試驗期間水溫27～28 ℃。

1.2 試驗器材

25#浮游生物網、采水器、浮游生物沉淀器、計數框、定量滴管、試劑瓶、玻璃管、洗耳球、顯微鏡、乳膠管、標簽紙、甲醛固定液、魯哥試劑等。

1.3 藻類采集與處理

1.3.1 藻類采集 在池塘上風處和下風處分別選取1個采樣點，在水表面下25～50 cm處采集水樣500 mL，將兩瓶水樣混合在一起。藻類的定性水樣用25#浮游生物網采集，使用5%的福爾馬林試劑固定保存。藻類的定量樣品使用采水器采集1 L水樣，加入15 mL魯哥氏液固定后靜置24 h，使用內徑為3 mm的橡膠管，連接上吸耳球，通過虹吸的方法將沉淀上層清液慢慢吸出，把剩余的沉淀物倒入定量瓶中，濃縮至100 mL，用浮游植物計數框鏡檢計數。

1.3.2 藻類計數 上下搖晃水樣，將濃縮后的水樣充分混合，然后吸出0.1 mL水樣置于計數框內（表面積為20 mm×20 mm），在400倍顯微鏡下觀察計數，每瓶標本計數2片取平均值，每片大約計算100個視野，每一個樣品至少計數2次，保證每次的計數結果不大于這2次的計數均值之差的±10%。

1.3.3 藻類的定量定性以及數據的分析 在光學顯微鏡下對藻類進行定性分析，參考《中國淡水藻志》[14]和《水生生物學》[15]對藻類的種類進行鑒定，采用浮游生物計數框對池塘中藻類進行定量分析，浮游藻類計數是在光學顯微鏡下進行的，采用視野計數法，從而得到該藻類生物量。1 L水中浮游植物的數量（N）的計算公式為：

N=C×V×PN/FS×FN

式中，C為計數框面積（mm2）；FS 為每個視野框面積（mm2）；FN為每片計數過的視野數；V為1 L沉淀濃縮后的水樣體積（mL）；U為計數框的體積（mL）；FN為通過實際數出每片計數框的浮游植物的個數。

關于生物量的換算，考慮到浮游植物中不同種類的個體大小極為懸殊，以個體數不能反映水體浮游生物的真實豐歉情況，且浮游植物個體微小，一般無法稱重，所以生物量較數量更能反映水體中浮游植物的現存量，不同水體的數據也更具有可比性，因此計算出的數值應該按照濕重換算成生物量。濕重通常按體積計算，由于浮游植物大豆懸浮于水體中生活，其密度應該近于其所在水體的密度，因此，體積值（μm3）可直接換算成質量值（10 μm3=1 mg），本試驗根據《水生生物學》[16]查表進行換算。查出某種藻類個體重量的平均值，然后乘以1 L水中該藻類數量，即可得知1 L水中這種藻類的生物量。

采用 Shannon-Wiener 和Pielou[16]公式對藻類多樣性和均勻度指數進行測定，其計算公式為：

H' = -∑PilnPi

J = H'/lnS

式中，J為種類均勻度；H為藻類多樣性指數；Pi為第i種的個體數與總個體數的比值；S為樣品中的種類總數 。

最后的數據分析用STATISTICA6.0軟件進行分析。

2 結果與分析

2.1 藻類種群組成

2.1.1 藻類種類 試驗期間：試驗塘與對照塘藻類分別為試驗塘5門43屬，對照塘5門38屬。其中綠藻分別為25屬和18屬，硅藻分別是7屬和4屬，藍藻分別為9屬和14屬，裸藻分別為2屬和1屬，隱藻為1屬，其他藻類種類較少。與對照池塘比較，試驗池塘中的綠藻、硅藻的種類和數量均得到增加，藍藻的種類數量下降，其他藻類由于數量較少而變化不是很明顯。

2.1.2 藻類優勢種變化 試驗的前期，試驗池塘與對照池塘的優勢藻種均為藍藻，為46.8%和53.5%，綠藻占41.5%和41.6%，試驗池塘硅藻數量優于對照池塘，為9.1%和1.5%，裸藻和隱藻數量少，試驗中后期，試驗塘藻類發生明顯變化，優勢種由藍藻轉變為綠藻，其中以柵藻（Scenedesmus）、綠球藻（Chlorococcum）、實球藻（Pandorina）、盤星藻（Pesiastrum）、空星藻（Coelastrum）、十字藻（Crucigenia）、衣藻（Chlamydomonas）和硅藻中的舟形藻（Navicula）、菱形藻（Nitzschia）、小環藻（Cyclotella）等作為優勢種，綠藻在池塘中維持的時間比較長，水體穩定，水色呈現黃綠色或者淺綠色。而對照塘中藻類以魚腥藻（Anabaena）、微囊藻（Microcystis）、顫藻（Oscillatoria）等為優勢種，水色表現為深藍綠色，池塘下風處有油狀薄膜，形成一定的水華現象。

2.2 池塘藻類數量變化

對浮游藻類定量樣品進行分析，得到池塘藻類總量隨時間變化特征（圖1）。

從圖1中可以看出，對照塘與試驗池塘中藻類總量都有不同程度的增長，對照塘藻類平均增加幅度小于試驗池塘，對照池塘與試驗池塘藻類數的增加量分別為17.06%和2.36%?？梢娫囼灣靥猎孱悢盗吭鲩L幅度明顯高于對照池塘。

2.3 藻類的均勻度與多樣性

試驗池塘中的藻類Pielou均勻度指數（J'）和Shannon-Wiener指數（H'）的變化見表1。通過數據分析，前期試驗塘比對照塘多樣性指數略低，中后期試驗池塘的藻類多樣性指數變化范圍在2.64～2.8之間，池塘中藻類多樣性得到明顯的提升。而對照池塘中藻類的多樣性指數在2.47～2.59之間，藻類的多樣性指數比較低，均勻度指數也相對低。

2.4 微生物制劑對不同藻類的影響

為了更好地解釋高效微生態制劑對藍藻類、綠藻類，硅藻類及隱藻和裸藻類等的繁殖所產生的影響，在此對不同藻類的數量以及所占的比例進行具體分析，得到池塘5個門藻類總量隨時間變化特征。在分析過程中還發現，其中裸藻和隱藻的數量變化幅度較大，有很大的不穩定性，分析其原因可能與其本身的種群量過低有關，可能是水體物理化學因子的變化導致其迅速作出反應，故本試驗對裸藻和隱藻不做具體分析，只對池塘中種類豐富、數量相對較多的藍藻、綠藻和硅藻做詳細分析。

2.4.1 藍藻變化 通過圖2可看出，試驗池塘藍藻數量最低值為30.1%，而對照池塘藍藻數量上升為56.2%，對比發現微生態制劑對池塘中藍藻有明顯的抑制作用，同時藍藻門中的部分藻類接近消失，藍藻的種類減少，不再是池塘中的優勢種。

2.4.2 綠藻變化 微生物制劑對試驗池水體綠藻類的種群結構產生了較好的影響。本試驗中，通過圖3可看出，在投放微生態制劑后，試驗池塘綠藻數量呈現明顯的上升趨勢，由開始的41.5%上升到最高值56.5%，成為池塘中的優勢種，對照池塘中綠藻數量由開始的41.6%下降至38.6%，試驗池塘中實球藻、空星藻、鼓藻等優勢藻類均為綠藻，其種類多，數量均衡。

2.4.3 硅藻變化 通過圖4可看出，試驗池塘中的硅藻類總量開始時就高于對照池塘，但是加入高效微生物制劑后仍呈現上升趨勢，試驗池塘由開始的9.1%上升到11.2%，對照池塘中硅藻數量無明顯數量變化。在對照塘中，由于藍藻的大量增殖，抑制了硅藻的生長，在試驗池塘中，藍藻的繁殖得到有效抑制，其他藻類的繁殖得到了不同程度增加，試驗池塘中硅藻類的優勢種變為小環藻（Cyclotalia）和菱形藻（ Nitzschia） 。

2.4.4 裸藻、隱藻等其他藻類變化 鞭毛藻類中的裸藻、隱藻，其數量僅在3%以下。且在試驗期間隨著藻類總量的增長其數量也有一定的增長，在采樣定量定性分析時其數量變化幅度較大，并且始終作為一個小群體存在，關于微生態制劑對其變化尚未得到規律性的變化趨勢。

3 討 論

藻類在池塘養殖的微生態系中占重要作用。試驗表明，在試驗池塘中投放高效微生態制劑后池塘中藻類的種類發生了明顯的變化，試驗中藍藻的種群繁殖得到了限制，前期藍藻占主要優勢，中后期綠藻成為優勢種。原因可能是水體中的有機物被高效微生態制劑所降解，水體中飼料殘渣等有機物減少，水中溶氧升高，酸堿度波動降低，水體透明度增加[13]。試驗池塘中藻類多樣性指數較對照池塘得到了顯著的增加，群落結構穩定。

藍藻在水產養殖中被稱為有害藻類，對照池塘中魚腥藻、微囊藻、卵形藻居多，微囊藻作為池塘水體富營養化的標志性藻，它的出現說明對照池塘中水體富營養化嚴重。尤其是在微囊藻類大量的繁殖難以被魚類和浮游動物消化利用，同時抑制了其他有益藻類的生長和繁殖。等到微囊藻死亡后又會釋放出大量的毒素并且消耗水中的氧氣，造成魚類缺氧死亡。潑灑微生態制劑可有效地提高池塘的水質環境，改善藍藻占有優勢的高溫、低氧等條件，使其它藻類得以大量的增長，藍藻數量有所下降。

中后期藍藻數量所占比例降低到40%以下，試驗池塘中藍藻的數量在55.0%以上，對照池塘藍藻大量增殖而試驗池塘藍藻的數量逐漸減少。研究表明[17]，由于藍藻在池塘中一直存在，不能被魚類消化，且部分種類還可以產生毒素，引起魚類中毒，造成魚類患病、呼吸困難引起缺氧死亡等。如果藍藻在池塘中占絕大多數，大多數藍藻的代謝產物對其他藻類繁殖具有異型拮抗的作用，其他藻類的繁殖受到抑制。因此，藍藻在池塘中優勢種類少，群落結構單一，造成了其群落的不穩定。

試驗后期，試驗池塘中綠藻種類仍然很多，不同的藻類數量相對平衡。綠藻作為水生動物的優質餌料，有的可以直接作為魚類的餌料。由生物多樣性可知，如果水體中存在大量的舟形藻、直鏈藻、脆桿藻等以及帶鞭毛的綠藻和鼓藻時，說明水質穩定?？梢姼咝⑸鷳B制劑使得池塘中的藻類組成復雜化，試驗池塘中藻類組成優于對照池，且對魚類有益的綠藻類占有明顯的優勢。

試驗中后期，試驗池塘內的相對較小型類硅藻，如小環藻、菱形藻等，在潑灑高效微生態制劑后優勢逐漸增加。由此推斷，加入高效微生態制劑，改變了池塘中的營養鹽組成和硅藻的種群結構，也可能與硅藻類本身是小型藻類有關系。Andresson等[18]認為在小水體中（河流、湖泊等），其中的小型藻類的繁殖是水質凈化的標志性指示物，還有研究認為池塘中藻類的小型化可能受到濾食性魚類對大型藻類的攝食壓力的增加，改變了微小型藻類的繁殖[19]。

8月中旬正處于炎熱的夏季，正是池塘中藻類繁殖旺盛期，對照池塘中藻類種類不多但生物量較豐富?？梢娤虺靥林袧姙⒏咝⑸鷳B制劑，池塘中藻相得到有效的調節。李卓佳等[20]通過使用以芽孢桿菌為主的復合微生物來抑制藍藻的過度繁殖有明顯的效果。莊惠如等[13]和趙巧玲等[17]發現通過潑灑光合細菌可以抑制藍藻過度繁殖，這與本試驗研究結果一致。試驗池塘中藍藻的生長受到了限制，但是綠藻、硅藻卻得到了有效的繁殖，其中在試驗池塘綠藻的種類和生物量均比較豐富。原因可能是有益微生物菌在夏季高溫池塘中占據優勢，池塘中有機物較豐富，從而加速了有機物的降解和轉化，池塘內的營養鹽得到了有效循環。

藻類和細菌間通過物質的傳遞營養和代謝等密切相關。在水產養殖中，藻相越復雜，水質越穩定，菌類在維持藻類生物量和控制水華中起著非常重要的作用，它可以通過分泌胞外物質，同藻類爭奪營養物質等方式抑制藻類的生長繁殖，或者分解藻類來維持水產養殖中的物質循環[21]。有研究表明，可以通過利用微生物制劑來控制水體富營養化[22]。池塘中的藻類可以通過利用水體中的N、P等營養物質來降低水體中的NH3-N。試驗也表明，高效微生物制劑控制池塘中藍藻過度繁殖所導致的水體富營養化具有良好的研究和開發前景。

4 結 論

綜上所述，池塘潑施高效微生態制劑后，藻類的變化如下：（1）可以作為魚類餌料的藻類增加，降低了餌料系數； （2）藍藻的繁殖得到有效的限制，減少了水華的發生；（3） 綠藻和硅藻得到了有效的繁殖，池塘中的藻類均勻度指數和多樣性指數增加。

水體藻相變化除受微生物菌群影響外，還取決于水中的化學因子、溫度、光照時間、蚤類和枝角類的數量和種類。水體藻類處于一個動態平衡中。浮游動物和濾食性魚類的取食以及水環境的變化都影響著藻類的繁殖。同時，現在霧霾天氣嚴重，對于水體中的鞭毛藻類活動影響很大，這也影響了藻類的光合作用。總之，高效微生物制劑可以維持水體優勢種類藻類的種群，降低藍藻等有害性藻類的生物量，提升了池塘水體的安全性。由此得出，高效微生態制劑可以達到維持魚塘藻相平衡，抑制藍藻的目的，在一定程度上降低了飼料的餌料系數，提高了魚產力。

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篇6

1.1地表水中的抗性基因污染隨著人類社會的不斷發展，畜牧養殖、污水處理等人類活動對于地表水中抗生素抗性基因污染的影響日益顯著。雖然污水處理廠的處理工藝能夠去除一部分抗性基因，但是仍有大量抗性基因隨出水排入地表水中。近年來，研究人員在江河湖泊等地表水中檢測出大量的抗生素抗性基因。Pruden等[22]檢測出美國南拉普特河從上游至下游中(人類活動呈遞增梯度)sul1抗性基因的含量大幅度增加，深入研究后發現sul1含量與上游河岸的動物養殖廠及污水處理廠數目成正相關。Chen等沿珠江流域至珠江河口(人類活動影響呈遞減梯度分布)檢測江水中的四環素類抗性基因(tetA、tetC、tetH、tetB、tetM、tetO、tetW抗性基因)的含量，發現珠江流域檢測到四環素類抗性基因的頻率與種類都明顯高于珠江河口地區。Ling等在中國南方北江河中檢測出2種磺胺類抗性基因和7種四環素類抗性基因，其中磺胺類抗性基因中sul1的含量比sul2高，其平均值分別為1.41×10-2和1.58×10-3copies•(16SrDNA)-1；四環素類抗性基因中tetG的出現頻率最高(100%)，tetC的含量最高，其濃度在8.30×10-2到13.20copies•(16SrDNA)-1之間變化。Jiang等利用PCR技術在黃浦江中檢測到2種磺胺類抗性基因(sul1、sul2)、8種四環素類抗性基因(tetA、tetB、tetC、tetG、tetM、tetO、tetW、tetX)和1種內酰胺類抗性基因(TEM)，并利用實時定量PCR技術檢測出這11種抗性基因的含量在3.66×101copy•mL-1(tetB)到1.62×105copy•mL-1(sul2)之間變化。Luo等在中國海河中也檢測出磺胺類抗性基因和四環素類抗性基因，同樣，磺胺類抗性基因的檢測頻率與含量都高于四環素類抗性基因。其中，sul1抗性基因含量為(7.8±1.0)×109copies•g-1，sul2抗性基因含量為(1.7±0.2)×1011copies•g-1。Stoll等在德國的萊茵河和澳大利亞的布里斯班河中均檢測出多種抗生素抗性基因，磺胺類抗性基因的檢測頻率最高，其中sul1檢測頻率(98%)稍高于sul2(77%)。在水產養殖業中大量添加的抗生素，一部分不能被魚類吸收而直接排入到水體中，另一部分被魚類吸收后在其體內誘導出抗性菌株，隨糞便排入水體，所以在水產養殖區水體中亦存在大量抗性基因。Gao等在天津地區的水產養殖場中檢測出多種抗性基因(tetM、tetO、tetT、tetW、sul1及sul2)。此外，磺胺甲基惡唑抗性細菌占63.3%，四環素抗性細菌占57.1%，這說明有一部分細菌呈多重抗性。Liang等在魚塘中的大腸桿菌菌群中發現其中91.5%的大腸桿菌都含有抗性基因，86.1%的大腸桿菌含有兩種以上的抗性基因。DiCesare等在地中海沿岸的養魚場中也發現了tetM、tetO、tetL、tetK、ermB、ermA和ermC等多種抗性基因，但該漁場并沒有在飼料中添加任何抗生素，這說明該漁場中的抗性基因可能是由于海水養殖促進了抗性基因的水平轉移。Reboucas等在巴西的一個養蝦場中也發現了對氨芐青霉素和四環素均具有抗性的致病性弧菌。除此之外，在越南、泰國、韓國、印度、埃及等其他國家的水產養殖水域中也都檢測到抗生素抗性基因。以上研究表明，全球地表水體中含有數目“可觀”的抗生素抗性基因，其中四環素類抗性基因和磺胺類抗性基因尤其居多，這可能和相應抗生素的大量使用及其在環境中的殘留有關。雖然環境中本來就存在抗生素抗性細菌，但是環境中抗性基因的急劇增加主要是由于人類大量使用抗生素而對環境造成了巨大的選擇壓力?？傊?，地表水體已經成為了環境中抗生素抗性基因的一個主要基因庫。

1.2地下水中的抗性基因污染由于動物養殖場污水池及土壤中的抗性基因隨著土壤的滲透作用使得地下水中也開始檢測出抗性基因的存在。Koike等從2000—2003年連續3年分別在兩個養豬場的周圍打井檢測其地下水中的四環素類抗性基因，發現地下水中含有7種四環素類抗性基因。通過對養殖場污水池和地下水中發現的抗性基因序列的比較分析，發現兩者幾乎一致，這說明地下水受到了養豬場污水池的影響，其抗性基因主要來自于污水池。近年來，地下水也已經成為了抗性基因的眾多基因庫之一。

2抗生素抗性基因在環境中的傳播與潛在風險

從上述不同抗性基因的基因庫來看，不難發現各個基因庫之間各有聯系，人類、動物與生態環境之間形成了一個循環(圖1)，使得抗生素抗性基因在其中不斷循環、積累。人類在廣泛使用大量抗生素治療疾病時，由于抗生素的選擇性壓力，使其在人的腸胃及尿道中誘導出含有抗性基因的細菌。此外，腸胃細菌之間、腸胃細菌與經過腸胃的細菌之間，抗性基因都能夠進行水平轉移，又進一步增加了人體內抗性基因的含量。相似的，為了提高家禽養殖業、牛羊畜牧業以及水產養殖業的出產率，人們在飼料中大肆加入抗生素，這在各種動物體內同樣會誘導出相應的抗生素抗性基因。體內含有抗性基因的動物被加工成肉類食品或者奶制品后，其中的抗性基因通過食物鏈又可進入人類體內。研究發現，一些養殖場內的空氣中也含有抗性基因或抗性細菌，當養殖場工作人員吸入養殖場內的空氣時，抗性基因或抗性細菌就會隨空氣一起進入人體。此外，如果人與動物直接接觸，動物體內的抗性基因或抗性細菌也能直接進入人體。隨后，人與動物體內的抗性細菌與抗性基因隨著排泄物一起進入自然環境中。一部分排泄物進入污水處理廠(同時進入污水處理廠的還有醫療廢水)，污水處理廠是抗性基因傳播的重要中轉地，污水處理廠中的處理工藝只能去除一部分抗性細菌與抗性基因，但是大部分抗性細菌和抗性基因不能被去除，甚至某些污水廠出水中抗性基因含量高于污水廠進水，這些抗性基因都隨污水廠出水排入自然水體中，增加了污水處理廠下游水體的抗性基因含量。另一部分排泄物被用作肥料進入土壤生態系統，使排泄物中抗性基因轉移到土壤菌株之中。而污水廠出水部分回用灌溉農田以及污泥堆積施肥更增加了土壤生態系統中的抗性細菌與抗性基因的含量，土壤中的抗性基因能夠水平轉移到莊稼等農作物中，這些農作物被加工成為農產品后又通過食物鏈進入人類體內。由于降雨等原因產生的地表徑流會使土壤中的抗性細菌和抗性基因進入到地表水體中，而土壤系統的滲透作用使得地下水中也含有數量“可觀”的抗性基因。如果這些地表水體或者地下水體被用來作為飲用水水源，雖然給水處理工藝能滅活部分抗性細菌和抗性基因，但仍有大部分抗性基因會隨飲用水進入人類體內。從抗性基因在環境中的循環傳播過程不難看出，抗性基因會在人體內積少成多，增強了人體細胞的耐藥性，對人體健康和生態安全構成巨大威脅。在美國，由耐甲氧西林金黃色葡萄球菌引起的感染病每年的致死人數比艾滋病、帕金森癥以及殺人犯的總和還要多。當致病菌獲得多重抗性基因后，就既具有致病性又具有多重耐藥性，對人體具有極大的危害。最典型的就是含有NDM-1基因的超級細菌，曾引起世界范圍內的恐慌。所以，加緊研究去除環境中的抗生素抗性基因的處理方法成為當務之急。

3抗生素抗性基因的去除技術

雖然國內外關于抗生素抗性基因在環境中的來源與傳播途徑的研究很多，但是關于抗性基因的去除技術的研究卻很少。近年來，隨著抗性基因污染情況越來越嚴重，一些研究學者們也在探索污水與給水處理廠中不同處理工藝對抗生素抗性基因的去除效果，以期能以最佳的工藝組合方式去除最多的抗性基因。

3.1厭氧/好氧污泥消化處理工藝污水處理廠是抗生素抗性基因最主要的一個儲庫，所以污水處理廠的處理工藝將是去除抗生素抗性基因的關鍵所在。事實上，盡管污水處理廠出水中仍含有抗性細菌和抗生素抗性基因，但絕大多數(>99%)的抗性細菌及抗生素抗性基因存在于污泥沉積物中。近幾年，研究發現污水處理廠中的污泥消化工藝對于降低污泥中抗生素抗性基因的含量有著良好的效果。Ghosh等研究了高溫(50~60℃)和中溫(35~37℃)兩相厭氧消化系統對四環素類抗性基因的去除效果，發現高溫厭氧系統對tetA、tetO、tetX有很好的去除效果，其中tetX的去除率分別達到了85%~99%，而tetA和tetO的去除率也有50%~80%;而在中溫厭氧消化階段對抗性基因的去除效果并不明顯，tetA含量甚至出現了反彈。這一結果顯示抗性基因的去除效果可能與操作溫度有關。隨后，Diehl等研究了不同溫度(22、37、46、55℃)下厭氧或好氧消化對污泥中抗生素抗性基因的去除效果。在厭氧條件下，37、46、55℃下抗性基因顯著減少，并且去除率隨溫度的上升而增大；而在好氧情況下(平均水力停留時間為4d)四環素類抗性基因的含量并沒有明顯降低。Ma等進一步比較了高溫和中溫厭氧系統對抗性基因的去除效果，結果顯示高溫厭氧系統在去除ermB、ermF、tetO、tetW等4種抗性基因的效果確實優于中溫厭氧系統，但是對于其他抗性基因的去除效果，高溫厭氧系統并沒有明顯優勢。Miller等也發現高溫和中溫厭氧消化系統都能降低sul1、sul2抗性基因和int1整合子的含量1到2個數量級，只是中溫厭氧消化系統對tetO和tetW去除效果不理想。Ma等認為高溫消化反應器之所以能夠更有效地去除抗生素抗性基因，一方面是因為更高的溫度有利于促進生化反應的進行，另一方面是因為高溫消化系統中菌群組成結構與中溫消化系統有所不同，而后者起決定作用。此外，污泥齡也影響抗性基因的去除效果，比較兩種不同污泥齡的中溫消化系統，污泥齡為20d的消化系統對抗性基因的去除效果明顯好于污泥齡為10d的消化系統，這一結果與Xia等的結論相一致。雖然Diehl等在試驗中認為好氧消化不能顯著去除抗生素抗性基因，但Burch等認為Diehl等的試驗設計不完整，因為試驗中4d的平均水力停留時間過短，如果抗性基因的半衰期大于4d，即使好氧消化系統能有效去除抗生素抗性基因也無法檢測。因此，Burch等設計試驗的水力停留時間為40d，結果顯示在半連續流條件下對ermB、sul1、tetA、tetW的去除率達到了85%~98%，但是int1含量卻沒有顯著變化，而tetX含量增加了5倍，這可能是由于好氧消化系統對含有int1和tetX的細菌細胞具有選擇性。因此，污水處理廠中的污泥消化工藝在降低抗生素抗性基因含量方面具有潛在的前景，耗氧量、溫度、污泥齡及水力停留時間等都是影響其去除效果的重要因素，而怎樣調整這些影響因素以達到最佳的去除效果在未來值得進行深入的研究。

3.2人工濕地處理工藝人工濕地是一種新型的污水處理設施，一般位于生物處理或者化學處理設備之后，用作二級或者三級處理，由于其工藝簡單、經濟、高效，適用于人口較少的小規模處理，現已被廣泛應用于處理城鎮污水。大量研究已經證明，人工濕地對污水中的有機物、細菌、抗生素、藥物及個人護理品(PPCPs)均有較好的去除效果。但目前關于人工濕地對抗生素抗性基因的去除效果的研究還較少。Chen等調查了杭州及周邊農村地區的污水處理廠，發現應用人工濕地能有效改善對抗性基因的去除效果，在多重厭氧生物過濾處理后添加一道人工濕地處理工藝能去除2個數量級左右的抗性基因，而僅應用多重厭氧生物過濾對抗性基因去除效果很小，這說明人工濕地在去除抗性基因方面具有重要作用。隨后，Chen等比較了污水處理廠中生物曝氣濾池、紫外消毒及人工濕地3種處理方式對抗性基因的去除效果，發現人工濕地的去除效果最好，能降低1到3個數量級的抗性基因，生物曝氣濾池只能降低0.6到1.2個數量級的抗性基因，而紫外消毒后抗性基因基本沒有變化。但是，Anderson等在對加拿大馬尼托巴省某人工濕地調查后發現，出水中只有blaSHV抗性基因的含量有較大幅度的降低，而其他抗性基因含量幾乎沒有明顯降低，這可能是由于人工濕地去除含有blaSHV基因的細菌較多，造成了對blaSHV基因的選擇性去除。Nõlvak等也通過研究發現，水平潛流人工濕地對sul1抗性基因的去除效果尤為突出，而對其他抗性基因的去除效果與常規處理效果差不多。Liu等在研究火山巖濾料垂直流人工濕地和沸石濾料垂直流人工濕地對養豬場廢水的處理效果時發現，火山巖濾料人工濕地對抗性基因含量的去除率為50%，而沸石濾料人工濕地能降低抗性基因含量一個數量級。這可能與兩種濾料的孔徑大小有關，沸石濾料的平均粒徑(4.32nm)比火山巖濾料的平均粒徑(10.78nm)小，更小的粒徑有利于抗性基因的去除。Yang等在研究不同類型人工濕地對抗性大腸桿菌及抗性基因的去除時發現，抗性基因的檢測率從大到小依次為：基質≥出水>進水。其中，sul抗性基因在進水、出水及基質生物膜中的檢測率分別為50%、61%和81%；tet抗性基因在進水、出水及基質生物膜中的檢測率分別為67%、77%和76%。這可能是因為抗性基因能遷移到基質生物膜上，從而增加了膜上的抗性基因含量，而生物膜中的抗性基因遷移到水中又增加了出水中的抗性基因含量。但是，上述兩位學者都認為人工濕地的處理效果與濕地中植物覆蓋率、植物種類、水力負荷以及當地氣候都有著緊密的聯系，不同人工濕地對抗性基因的去除效果也不一樣。以上研究說明人工濕地對去除抗性基因可能具有某種選擇性。因此，對于人工濕地的實際應用，應針對不同的抗性基因采用不同的填料或不同類型的人工濕地，做到“對癥下藥”。

3.3消毒處理工藝不論在給水還是污水處理工藝中，消毒工藝都是非常重要的一步?，F有的消毒工藝主要有自由性氯消毒(加氯消毒)、氯胺消毒、臭氧消毒及紫外輻射消毒。在眾多消毒工藝中，應用最廣泛的是加氯消毒和紫外消毒。雖然消毒工藝能有效滅活水中的細菌微生物，但是關于消毒工藝能否有效地去除水體中的抗生素抗性基因的研究還較少。

3.3.1加氯消毒工藝加氯消毒的機理如圖2所示，氯氣作為一種氧化劑，能氧化細菌細胞，改變細胞膜的滲透性，從而進入細胞內破壞細胞質，最終分解RNA和DNA。而游離性有效氯對胞外被膜中的大部分物質的反應活性為中等水平，只是對脂類和糖類反應活性很低。所以，一般氯會在細胞壁與細胞膜中消耗一部分，剩余部分進入細胞質，并氧化胞內DNA，使其失活。最早，Venkobachar等發現用氯氧化大腸桿菌時，當加氯量為1.5mg•L-1時，能在上清液中檢測出蛋白質和RNA；當添加量增加時，能在上清液中檢測出DNA。Suquet等發現在50mmol•L-1、pH為7.4的磷酸緩沖溶液中，當加氯消毒CT值大于180mg•L-1•min-1時，溶液中出現大量DNA碎片。由此可見，在游離性有效氯消毒過程中，只有當加氯量較高時才能破壞分解大量DNA。在實際應用中，經加氯消毒處理后，Munir等發現抗性基因的含量并沒有顯著減少，Gao等也發現污水處理廠中加氯消毒并不能有效減少tet和sul類抗性基因的含量。此外，還有研究發現，較高劑量的加氯消毒能增加四環素類抗性細菌的抗藥性，因為高劑量的氯消毒對抗性細菌產生了“篩選”作用。

3.3.2紫外消毒工藝與加氯消毒不同，紫外輻射消毒是個物理過程，通過光化學反應滅活細胞。從細胞內物質對其反應活性看，只有嘌呤和嘧啶核苷基、核苷酸吸收253.7nm波長的紫外光，所以，紫外光的專一性使其具有潛在的有效滅活抗性基因的可能。早先，Munakata等就發現紫外輻射能夠破壞雙鏈DNA中抗性基因的轉換能力，從而降低了抗性基因的水平轉移風險。Guo等研究結果顯示，在污水處理廠的污水中，紅霉素類抗性基因和四環素類抗性基因的含量分別為(3.6±0.2)×105和(2.5±0.1)×105copies•L-1，經5mJ•cm-2劑量的紫外消毒后，紅霉素類和四環素類抗性基因含量分別降低了(3.0±0.1)和(1.9±0.1)個數量級；此外，還發現經紫外消毒后兩類抗生素抗性菌的數量出現顯著降低，然而四環素類抗性細菌占細菌總數的比例卻有所增加，由此說明紫外消毒對四環素類抗性基因具有一定的選擇作用。McKinney等用紫外消毒處理4種抗性基因(mecA、vanA、tetA、ampC)后發現紫外輻射確實能夠降低抗性基因的含量，但滅活抗性基因3到4個數量級所需的紫外劑量為200~400mJ•cm-2，遠遠大于滅活抗性細菌所需要的紫外劑量(滅活4到5個數量級的抗性細菌，需要紫外劑量為10~20mJ•cm-2)。VanAken等也在試驗中發現，使用紫外輻射處理大腸桿菌細胞懸浮液，DNA含量降低2個數量級所需要的紫外劑量為23mJ•cm-2，遠大于滅活大腸桿菌細胞所需的劑量(8.7mJ•cm-2)。綜上所述，紫外消毒工藝能有效降低抗生素抗性基因的含量，但是所需的紫外劑量較高，遠超過實際應用的劑量。在實際應用中，Auerbach等發現紫外消毒對減少污水中四環素類抗性基因的種類以及降低tetQ、tetG的含量都沒有明顯的效果。因此，尋求更有效的方法是當務之急。近年來，有研究發現添加TiO2納米顆粒與近紫外光復合使用能提高其去除抗性基因的效率，使得紫外消毒處理抗性基因與處理抗性細菌所需消毒劑量相當，Li等也發現加入Ag-TiO2復合納米材料能大大提升紫外光消毒的效果。這給未來研究有效去除抗性基因的消毒工藝提供了方向。

3.4深度處理工藝隨著飲用水工藝的不斷發展，以及人們對飲用水要求的不斷提高，現今污水/給水處理廠中除了常規處理工藝之外，還應用了許多水深度處理工藝。目前，研究較多的水深度處理工藝主要有膜處理、高級氧化等。Öncü等發現，用TiO2光催化氧化和臭氧氧化處理12.8和6.4μg•mL-1兩種濃度的質粒DNA均有顯著的效果，其可以破壞DNA的超螺旋結構，從而滅活DNA。試驗中發現質粒DNA的濃度隨臭氧氧化劑量的增加而減少，對于高濃度質粒DNA溶液，當臭氧劑量為4.2mg•L-1時質粒DNA濃度最低；對于低濃度質粒DNA溶液，當臭氧劑量為0.9mg•L-1時超螺旋DNA雙鏈已完全消失。TiO2光催化氧化效果與臭氧氧化效果類似，高濃度質粒DNA溶液在經過75min的TiO2光催化降解后，超螺旋DNA雙鏈全部消失；而對于低濃度的質粒DNA溶液，TiO2光催化降解只需15min就可以將其中的所有超螺旋DNA雙鏈破壞掉。Cengiz等應用芬頓試劑高級氧化工藝和臭氧氧化工藝去除養牛場廢水中的tetM抗性基因，發現兩種工藝中抗性基因的變化趨勢一致，即抗性基因的含量隨著氧化劑劑量的增加而減小，當芬頓試劑添加量達到40mmol•L-1H2O2/4mmol•L-1Fe2+時去除效果最好。除了高級氧化工藝之外，膜處理工藝對抗生素抗性基因也有很好的效果。Munir等比較了活性污泥法+氯消毒、氧化溝+紫外消毒、旋轉生物接觸氧化+氯消毒、膜生物反應器+紫外和活性污泥+紫外這5種不同處理工藝對抗性基因的去除效果，發現膜生物反應器對抗性基因的去除效果最好，能降低抗性基因的含量2.57~7.06個數量級。Breazeal等研究了膜孔徑從0.45μm到1000道爾頓的微濾/超濾膜對抗性基因的去除效果，發現微濾膜對抗性基因的去除效果不大，但是膜孔徑為10萬、1萬、1千道爾頓的超濾膜分別能使抗生素抗性基因含量降低1.7、4.9、>5.9個數量級；試驗還發現水中的膠體物質對超濾膜去除抗性基因有促進作用，并且膜孔徑越小，這種促進作用越明顯。總之，隨著深度處理工藝應用的越發成熟，其在未來去除抗生素抗性基因的處理工藝中必定會占據一席之地。

4研究展望