微囊藻毒素的處理方法研究進展

王 岑

（陜西省水利電力勘測設計研究院 陜西 西安 710001）

1 引言

隨著人類活動對水域生態系統的影響日益加劇，藍藻水華已成為全球富營養化水體的表征，由此導致水質惡化，生態系統的結構和功能遭到破壞，同時產生毒素，對人類和水生動物帶來極大的危害。近年來，我國有害藍藻水華頻繁暴發。研究表明[1]：我國目前66%以上的湖泊、水庫處于富營養化水平，其中重富營養和超富營養的占22%。歷史上，云南滇池、安徽巢湖也都曾經大規模爆發過藍藻水華。不僅如此，藍藻爆發早已成為全球性環境問題：幾乎全世界的主干水系，包括非洲的維多利亞湖、波羅的海、伊利湖、五大湖、佛羅里達州的歐基求碧湖等都長滿了這種水藻。藻類污染的危害已引起國內外科學家的廣泛關注，并積極探索在藍藻爆發的湖泊中去除藍藻及降解藻毒素的方法，近幾年也有了較大進展。

2 藍藻生物學特征及藻毒素的化學性質

2.1 藍藻的細胞結構

藍藻又稱藍綠藻(blue-green algae)、藍細菌(cyanobacteria)，是所有藻類生物中最簡單、最原始的一種，因其體內含有葉綠素并呈藍綠色而得名，它是具有放氧性光合作用的原核生物[2]。藍細菌細胞壁組成與革蘭氏陰性菌相似，外層為脂多糖層，內層為肽聚糖層。藍細菌一般為單細胞、單細胞群體或絲狀體，一些絲狀藍細菌還含有特殊的固氮異性孢。而群體生長的細胞可能外被衣鞘，比如微囊藻屬。許多藍細菌種屬都具有偽空泡 (gas vesicle,GV)，這樣它們便可以調節在水中的位置以獲得更多的光照、更豐富的養分資源，比其他浮游植物具有更好的生態優勢。

2.2 藍藻毒素的種類及毒性

藍藻產生的毒素稱為藻毒素，按照致毒機理可劃分為肝毒素、神經毒素和細胞毒素。另外一些藍細菌還會產生毒性較小的脂多糖和其他具有潛在麻痹細胞功能的次級代謝產物。根據化學結構不同可分為3類：環肽毒素（肝毒素：七肽的微囊藻毒素，五肽的節球藻毒素）；生物堿毒素（神經毒素：鈉通道阻斷劑蛤蚌毒素，類毒素）；以及脂多糖LPS。

藍藻水華所帶來的主要危害是在有毒藍藻細胞死亡破裂后向水體中釋放多種不同類型的藻毒素[3]。在已發現的各種不同藻毒素中，微囊藻毒素 (Microcystin,MC)是一種在藍藻水華污染中出現頻率最高、產生量最大和造成危害最嚴重的藻毒素種類[4]。如1996年在巴西爆發了歷史上最大的MC集體中毒事件，被MC污染的水通過自來水管道進入了血液透析中心，致使88名病人死亡[5]。由于MC極高的毒性（進行動物實驗所得LD50值約為50μg/kg[6]），世界衛生組織已建議人類飲用水中MC的閾值為1μg/L[7]，而娛樂景觀用水則不超過20μg/L[8]。

2.3 MC的結構和理化性質

MC是一類具生物活性的單環七肽肝毒素，分子量在1000左右，其基本結構為：環-(D-丙氨酸-L-R1-赤-β-甲基-D-異天冬氨酸-L-R2-Adda-D-異谷氨酸-N-甲基脫氫丙氨酸)，如圖1所示，Adda是表達其生物活性的必需基團，其共軛立體結構會影響藻毒素的毒性。由于2位和4位的X與Z為兩種可變L－氨基酸殘基，X與Z的不同及MeAsP和Adda的甲基化或去甲基化產生的差異，能形成多種不同MC異構體，迄今為止已確認的MC有75種以上，以MC-LR、MC-RR、MC-YR三種異構體居多，其中L、R和Y分別代表的是亮氨酸 (leucine)、精氨酸 (arginine)和酪氨酸(tyrosine)。而MC-LR則是最常見的一種[9,10,11]。

MC的環狀結構很穩定，易溶于水，在水中溶解度達1g/L以上[4]；在水中是中性和帶負電荷的分子團，非常穩定，常規條件下幾乎不與酸堿反應，自然降解過程十分緩慢，同時具有很高的耐熱性。Harada[12]和Lahti等[13]研究發現如果在水體不稀釋的情況下，MC和節球藻毒素可以在水華發生后的幾天甚至幾周時間內穩定存在。Jones和Orr[14]所進行的滅藻實驗研究則表明，對水中藻毒素所進行的氧化過程效果不僅依賴與反應物的濃度，還與溫度、pH以及所處理水體的離子組成相關。MC極強的毒性以及穩定的理化性質引起了世界范圍內科學家的廣泛關注，因此，尋求有效的處理方法以保證飲用水安全是一個亟待解決的問題。

3 藻毒素處理方法

3.1 物理法

圖1 微囊藻毒素的一般結構

以物理方法為主的去除途徑實質上是將水體中的藻毒素轉移到另一種介質中，藻毒素本身結構一般不會被破壞。由于藻毒素易溶于水和極強的化學穩定性，常規的水處理工藝如過濾、沉淀、混凝等方法都不能達到很好的處理效果。而超濾、鈉濾和反滲透雖然對于藻毒素的去除有很好的效果，但膜技術的成本非常高，目前只有少數發達國家進行小范圍的應用[15]。

一般的濾料對溶解的藻毒素去除效果不佳，但對包容于藻細胞中未釋放的毒素則有一定去除效果。GrutzmacherG等預先用去污細菌層與MC混合，在適當的溫度下慢沙過濾，結果顯示有85%～95%的去除率[16]。活性炭和傳統水處理工藝結合使用對藻毒素的去除率超過80%，但藻毒素含量降低到0.1μg/L～0.5μg/L時，活性炭將很難繼續去除，且大量活性炭使用會造成水處理成本提高[17]。

Weihua Song等[18]在研究超聲場對MC-LR和MC-RR的降解實驗中發現，在超聲作用下MC的初級產物主要是羥基自由基對Adda基團中的苯環進行攻擊以及Mdha-Ala肽鍵的斷裂。研究還發現，加入Fe(Ⅱ)會加速MC-LR的降解速度，這可能是由于形成了更多的羥基自由基所致。

3.2 化學法

由于藻毒素穩定的化學結構，一般認為傳統水處理工藝中的氯化對藻毒素去除基本沒作用[19]。但Nicholson等發現在pH小于8的水樣中通氯30min，殘余氯濃度不小于0.5mg/L時，藻毒素濃度有明顯降低，足夠量的次氯酸鈉在酸性及中性條件下也有明顯的降解作用，而使用氯胺類化合物則沒有這種效果[15]。加拿大某水處理廠的實驗也表明對MC-LR進行氯化作用，能達到82%的處理效果[17]。但也有研究認為氯化可能會產生一些毒性更高的中間產物，故不建議采用此方法。

臭氧氧化對溶解于水中的藻毒素去除有較好的效果。Rositano J等在一定的溶解有 機 碳 (dissolved organic carbon,DOC)、NOM、pH下，對MC-LR濃度為20μg/L的水樣通臭氧5min，保持殘余臭氧濃度在0.06mg/L以上就檢測不到剩余藻毒素的存在[20]。繆恒鋒等[21]在銅綠微囊藻臭氧化及藻毒素去除的實驗結果表明，臭氧氧化可以去除藻毒素(MC-LR、MC-RR)，10min 去除率，LR為82.25%，RR為74.28%。但是臭氧去除藻毒素受溶液TOC影響，在同樣條件下，對分離純化后藻毒素的去除率LR為95.68%，RR為86.03%。

高錳酸鉀作為一種強氧化劑，也被認為在去除溶解性藻毒素MC-LR方面有較好的處理效果，盡管對于完整的細胞內的毒素去除效果較差，這表明高錳酸鉀不能很有效的穿透細胞而氧化藻毒素[22]。Hall等[23]認為低劑量的高錳酸鉀就可以有效去除溶解的藻毒素，然而這個劑量必須嚴格控制，因為高劑量的高錳酸鉀會引起藻細胞破裂從而將毒素大量釋放到周圍水環境中[24,25]。Eva Rodrguez等[26]研究結果認為，約1mgL-1～1.25mgL-1的高錳酸鉀足夠將天然水體表層的MCs濃度降低到WHO的標準之下。

3.3 生物法

利用天然水體中的微生物降解MC是一種很有前途的方法，但由于MC的環狀結構和間隔雙鍵具有極強的穩定性，一般的多肽分解酶不能對MC進行分解[27]，只有一些特殊的微生物菌種具備對MC的降解能力，這也是MC在天然水體中能夠存在很長時間的一個重要原因。實驗發現生物降解的最初作用部位在藻毒素活性表達所必須的部分，故能明顯消除藻毒素的毒性，但生物作用只能達到9%的完全礦化，MC-LR多數轉化為毒性較小的中間產物[28]。呂錫武等[29]采用序批式生物膜反應器對有毒藻類及其藻毒素進行生物降解試驗研究，發現好氧生物處理對有毒藍藻及其藻毒素的降解遠比缺氧生物處理工藝有效。而且多次鏡檢觀察和對比實驗結果表明，反應器中草履蟲多時，藍藻和藻毒素去除效果好。

3.4 高級氧化法

MC特殊的化學結構決定了它并不能很有效的被普通氧化劑完全礦化，因此研究者們就考慮一些高級氧化技術對于藻毒素的降解效果，這些高級氧化技術包括臭氧、過氧化氫、臭氧/過氧化氫、臭氧/Fe(Ⅱ)以及芬頓試劑等[30]。FaresAlMomani[30]等研究藻毒素的高級氧化過程后發現，臭氧氧化MC-LR為二級反應模型，在溫度為20℃，MC-LR的初始濃度為1mg/L，pH由2增加到11的過程中，此反應整體的二級反應速率常數從6.79×104變化為3.49×103M-1S-1。即pH對反應速率影響很大，若pH升高則降解效率下降。而臭氧/過氧化氫、臭氧/Fe(Ⅱ)體系以及芬頓試劑的氧化過程則為超一級反應。臭氧、過氧化氫、Fe(Ⅱ)的初始濃度越高，體系溫度越高則反應進行越快。芬頓試劑的氧化過程更為迅速，僅在60秒內可將初始濃度為1mg/LmC-LR完全降解。Cornish B J等[31]利用Fenton試劑 (5mM的H2O2和0.5mM的Fe2+共同作用)降解MC-LR，結果顯示在30min后就檢測不到藻毒素的存在，他們認為此方法的效果至少與TiO2催化光降解等同。若用等濃度的Fe3+代替Fe2+，亦有降解效果，只是速度較慢。

光催化降解有機污染物相比較傳統的化學方法來說具有可持續性、無污染、降解完全等優點。在MC光降解研究中，MARTIN WELKER等[32]以腐殖質作為光敏化劑，發現8h的日光照射后，MC-LR、MC-RR、MC-YR 的剩余濃度分別為初始濃度的 55±4，53±3，44±5%。而且腐殖質濃度的高低并不會引起處理效率的差異。但是在純凈的水中的MCs在日光照射下并不會自然降解，這說明了天然水體中藻毒素自然光解的一個重要方面。這種自然光解的原理可能是腐殖質充當光敏化劑，吸收波長為290nm至可見光范圍內的太陽光，隨后形成高活性粒子比如羥基自由基、單線態氧或者過氧化氫來降解藻毒素[33]。

Cornish B J等[31]在其進行的TiO2光催化降解MC-LR的實驗中加入過氧化氫組成TiO2/UV/H2O2體系，證明此反應體系對MC-LR的降解效果優于TiO2/UV，因為并沒有在HPLC水平上檢測到其他副產物。但是實驗結果也表明只有18%的礦化率，說明還有未檢測到的副產物存在。高濃度的過氧化氫會與MC-LR競爭吸附于催化劑表面活性點位，而低濃度的過氧化氫的競爭吸附作用并不明顯。TiO2光催化高效的降解效果主要是基于其產生的大量羥基自由基，氫氧根離子吸附于催化劑表面被價帶的光致空穴氧化而成為羥基自由基進而攻擊MCs[34]。

4 低溫等離子體處理技術的研究狀況

低溫等離子體技術是近些年來新興起的一項高級氧化技術，是集高能電子輻射、自由基、臭氧等活性粒子的一種物理、化學方法于一體的全新污染物降解技術，具有降解速率快、處理范圍廣、效果好、無二次污染、可在常溫常壓下進行等優點。其降解機理是：低溫等離子體產生的高能電子轟擊供應氣體或污染物分子，通過電離、激發、解離產生次級電子、離子、自由基活性粒子等，這些活性粒子再與有機污染物分子作用，最終將其降解生成無毒或毒性較小的小分子。

利用低溫等離子體技術來控制水體中藻毒素的研究在國內外還鮮有報道。鑒于藻毒素穩定的化學結構及難降解性，考慮等離子體來進行降解實驗也是一項令人期待的研究。

王玉等[35]則利用介質阻擋放電裝置進行MC的降解性實驗，結果表明，提高峰值電壓、放電頻率和曝氣量、降低溶液的電導率都有利于去除MC-LR。在較佳的實驗條件下，峰值電壓為40kV，頻率為50Hz，曝氣量 0.75m3·h-1，處理時間為20min時，藻毒素的去除率在99%以上。

5 小結

對于目前藻毒素的去除方法做了較為全面的論述，并著眼于此，將致力于研究低溫等離子體在處理藻毒素方面的動力學機制、降解機理、可放大化等問題。

[1]Huang Y P.Contamination and control of aquatic environment in Lake Taihu[J].Beijing∶Science Press,2001.

[2]薛泉宏等.微生物學[M].世界圖書出版公司.2000.Xue Quan-Hong,etal.microbiology[M].World Publishing Corporation.2000.

[3]Kenefick SL,Hrudey SE,Peterson H G,et al.Toxin release frommicrocystis aeruginosa after chemicaltreatment. Water Science Technical,1993,27(3-4)∶433-440.

[4]閆海，潘綱，張明明.微囊藻毒素研究進展[J].生態學報,2002?22(11).YAN Hai,PAN Gang,ZHANGm ing-ming.Advances in the Study ofmicrocystion Toxin[J].Acta Ecologica Sinica?,2002?22(11).

[5]Hiroshi Sakai,,Kumiko Oguma,Hiroyuki Katayama,Shinichiro Oh gaki.Effects of low ormedium-pressure UV irradiation on the release of intracellularmicrocystin[J].Water Research,41(2007)3458-3464.

[6] Dawson, R.M. The toxicology ofmicrocystins[J].Toxicon.1998,36,953-962.

[7] WHO, 1998. Cyanobacterial Toxins∶M icrocystin-LR. 95-110 Guidelines for Drinking W ater Quality. W orld Health Organization,Geneva,Sw itzerland.

[8]WHO,2003.Algae and Cyanobacteria in Fresh W ater.136-158 Guidelines for Safe RecreationalW ater Environments.W orld Health O rganization,Geneva,Sw itzerland.

[9]W.W.Carmichael,A Status Report on Planktonic Cyanobacteria(Bluegreen Algae)and their Toxins Summary Report,EPA/600/SR-92-079,Environmentalmonitoring Systems Laboratory,O ffice of Research and Development, US EPA,Cincinnati,OH,1992.

[10]K.Sivonen,G.Jones,Toxic cyano bacteria in water∶a guide to their public health consequences,monitoring,andmanagement,in∶I.Chorus,J.Bartram (Eds.),Cyanobacterial Toxins,Published on behalf of the World Health O rganization,E and FN Spon,New York,NY,1999,pp.41-111.

[11]L.Spoof,P.Vesterkvist,T.Lindholm,J.Meriluoto,Screening for cyanobacterial.hepatotoxins,m icrocystins and nodularin in environmental water samples by reversed-phase liquid chromatography electrospray ionisationmass spectrometry,J.Chromatogr.A 1020(1)(2003)105-119.

[12]K.-I.Harada,Chemistry and Detection ofmicrocystins, Toxic microcystis, CRC Press/Boca Raton,New York/London/Tokyo,1995,pp.103-143.

[13]K.Lahti,J.Rapala,M.Fardag,N.Maija,K.Sivonen,Persistence of cyanobacterial hepatoxin,microcystin-lr, in particulate material and dissolved in lakewater,W ater Res.31(5)(1997)1005-1012.

[14] G.J. Jones, P.T. Orr, Release and degradation ofmicrocystin following algicide treatment of amicrocystisaeruginosa bloom in a recreational lake,as determined by HPLC and protein phosphatase inhibition assay,Water Res.28(4)(1994)871-876.

[15]楊光俊,鄭正,王燦,倪利曉,周濤.藻毒素的性質及其處理研究進展[J].環境科學與技術，2004,27(4)∶101-103.YANG Guang-jun,ZHENG Zheng,WANG Can,etal.Characteristics and New Degradation Developments ofm icrocystins[J].Environmental Scienceand Technology,2004,27(4)∶101-103.

[16]Grutzmacher G,Bottcher G,Chorus I,etal.Removal ofmicrocystins by slow sand filtration[J]. Environmental Toxicology,2002,17(4)∶386-394.

[17]Lambert T W,Holmes C F,Hrudey S E.Adsorption ofmicrocystin-LR by active carbon in full scale water treatment[J].Water Resources,1996,30(6)∶1411-142.

[18]Weihua Song,Armah A.de la Cruz,Kathleen Rein, and Kevin E. O'Shea.Ultrasonically Induced Degradation ofmicrocystin-LR and-RR∶Identification of Products, Effect of pH, Formation and Destruction of Peroxides[J]. Environ.Sci.Technol.2006,40,3941-3946.

[19]Cornish B J,Law ton L A.Hydrogen peroxide enhanced photocatalytic oxidation ofmicrocystin-LR using titanium dioxide[J].Applied Catalysis B∶Environmental,2000,25∶59-67.

[20]Rositano J,New combe G,N icholson B,etal.Ozonation of nom and algal toxins in four treated waters[J].W ater Resources,2001,35(1)∶23-32.

[21]M iu Heng-feng,Study on the Ozonization ofmicrocystic aeruginosaand the Removal of Its Algae Toxins[J].Journal of Anhui Agricultural Sciences.2008,36(5)∶1730-1731,1746.

[22]Rositano,J.1996. The destruction of cyanobacterial peptide toxinsby oxidantsused in water treatment. Urban Water Research Association of Australia,Report110.

[23]Hall,T.,Hart,J.,Croll,B.,Gregory,P.,2000.Laboratory-scale investigations of algal toxin removal by water treatment[J].Chart.Inst.W ater Environ.Manag.14,143-149.

[24]Knappe,R.,Detlef,R.U.,Belk,C.,Briley,D.S.,Grandy,S.R.,Rastogi,N.,Rike,A.H.,2004.Algae Detection and Removal Strategies for Drinking W ater Treatment Plants[J]. AWWA Research Foundation,Denver,USA.

[25]Pietsch,J.,Bornmann,K.,Schmidt,W.,2002. Relevance of intra and extracellular cyanotoxins for drinking water treatment[J].ActaHydrochim Hydrobiol.30,7-15.

[26]Eva Rodr guez,Mar a E.Majado,Jussim eriluoto,Juan L.Acero. Oxidation ofm icrocystins by permanganate∶Reaction kinetics and implications for water treatment[J].W aterResources,2007,(41)102-110.

[27]Tsuji K T,W atanuki F.Stability ofmicrocystins from cyanobacteria-IV.Effectof chlorination on decomposition[J].Toxicon,1997,35(7)∶1033-1041.

[28]Cousins IT,Bealing D J,JamesH A,et al.Biodegradation ofmicrocystin-LR by indigenousmixed bacterial populations[J].W at.Res.,1996,30(2)∶481-485.

[29]LU Xi-wu，YUHEI Inamori，DING Guo-ji,et al.Degradation ofm icrocystis viridis and m icrocystins w ith biological reactors [J].China Environmental Science,1999,2∶138-140.

[30]Fares Almomani,Daniel W.Sm ith,Mohamed Gamal El-Din.Degradation of cyanobacteria toxin by advanced oxidation processes[J].Journal of HazardousM aterials,2008,(150)238-249.

[31]Benjam in J.P.A Cornish B J,Law ton L A.Peter K.J.Robertson.Hydrogen peroxide enhanced photocatalytic oxidation ofmicrocystin-LR using titanium dioxide[J].Applied Catalysis B∶Environmental,2000,25∶59-67.

[32]W elker m,Steinberg C.Indirect photohysis of cyanotoxins∶one possiblemechanism for their low persistence[J].W ater Resource,1999,33∶1159-1164.

[33]CooperW.J.,Zika R.G.,Petasne R.G.and Fischer A.M.(1989)Sunlight-induced photochemistry of hum ic substances in natural waters∶major reactive species.In Aquatic Hum ic Substances∶Influence on Fate and Treatment of Pollutants[J],ed.I.H.Su.et and P.M acCarthy,Adv.Chem.Ser.219,333±362.

[34]S.Turchi,D.F.O llis,J.Catal.122(1990)178-192.

[35]WANG Yu,WU Yan.Degradation of themicrocystin in Water by Dielectric Barrier Discharge,2007,27(21).