可同時控藻和除藻毒素的方法研究進展

張孝進，戴正為, ，戴煜*，戴國飛*，楊平，方媛瑗，彭寧彥

1. 中國地質大學（武漢）材料與化學學院，湖北 武漢 430074；

2. 江西省水利科學研究院/江西省鄱陽湖水資源與環境重點實驗室，江西 南昌 330029

水體富營養化促進了藻類特別是藍藻的增殖，形成藍藻水華（藻華），給人類、動物和其他真核生物體造成了嚴重的危害。藻華會消耗水中的溶解氧，并產生異味物質和藍藻毒素（Lee et al.，2017）。微囊藻是湖泊、水庫、池塘等富營養化水體中最常見的水華藍藻，也是微囊藻毒素的主要生產者（Massey et al.，2018）。微囊藻毒素（Microcystins，MCs）是一類具有生物活性的環狀七肽化合物，結構中存在環狀結構和間隔雙鍵，因而具有較高的穩定性，不易被降解（Bouaicha et al.，2019）。到目前為止，已有200多種MCs異構體被鑒定出來。MCs進入生物體后會靶向攻擊肝細胞，通過抑制蛋白磷酸酶的活性，誘導肝細胞壞死（Buratti et al.，2017；黃藝等，2013；陳惠苑等，2014）。因此，世界衛生組織提出了飲用水中 1 μg·L?1的 MCs限制標準，這一指導標準已被許多國家采用。

常規控藻的方法有物理方法、化學方法和生物方法（Gallardo-Rodriguez et al.，2019）。雖然這些方法對控制藻華是有效的，但常常會破壞藻細胞，導致更多的藻毒素釋放到水中（Yang et al.，2013）。除藻毒素的方法總體也可以分為物理方法、化學方法和生物方法（江敏等，2014）。盡管目前控藻和除藻毒素的方法很多，但彼此較為獨立（Ghernaout et al.，2010；Ho et al.，2012；Robertson et al.，2012；Vlad et al.，2014；Dehghani，2016；Kumar et al.，2018；Schneider et al.，2020）。若不能同時有效控藻和除藻毒素，將難以防控藻華的綜合風險（Merel et al.，2013）。本文從物理方法、化學方法、生物方法和組合方法綜述目前國內外可同時控藻和除藻毒素的方法。

1 物理方法

物理方法由于不會帶來二次污染也不會導致生物入侵，因而是相對安全的方法，但也普遍存在成本和能耗較高等缺點。

1.1 吸附

硅酸鹽是構成多數礦物和土壤的主要成分，在地殼中分布極廣。硅酸鹽納米片對銅綠微囊藻（Microcystis aeruginosa）的增殖有抑制作用（Chang et al.，2014）。吸附誘導細胞膜破裂可能是硅酸鹽納米片殺藻的主要機制。高比表面積、靜電吸附和疏水作用可能是硅酸鹽納米片對 MC-LR高去除率的主要原因。植物-硅酸鹽礦物復合材料對胞外 MCs的去除比對胞內MCs更為有效（Kim et al.，2013）。

我們將Fe(III)改性土壤用于微囊藻及MCs的去除（戴國飛等，2016）。結果表明，Fe(III)改性土壤對微囊藻有一定的絮凝作用，其絮凝效果與土壤對活性 Fe(III)負載能力有關，增加活性 Fe(III)含量會縮短微囊藻絮凝的平衡時間。由于 Fe(III)與 MCs發生絡合作用，因此經Fe(III)改性后的土壤對MCs的吸附能力顯著提高，活性 Fe(III)含量決定了土壤對MCs的吸附能力。在野外藻華去除試驗中，藻細胞去除率與室內實驗值相近，但MCs去除率有所下降，這可能與天然水體中其它雜質的競爭作用有關。

1.2 砂濾

慢速砂濾技術在去除濁度、有機物和微生物（如大腸桿菌、病毒、原生動物囊腫和卵囊）等方面顯示出良好的效果。小型慢速砂濾器在去除銅綠微囊藻和MC-LR取得了令人滿意的效果（Terin et al.，2019），大多數過濾水樣的殘留MC-LR質量濃度低于 1.0 μg·L?1。過濾介質中的細胞滯留和生物降解是去除 MC-LR的主要機制。該技術的應用，仍需進一步地了解其在長期運行中以及在維護和流量中斷等情況發生后，含藻細胞和MCs的水經過時慢速砂濾系統性能的改變。慢速砂濾系統去除藻細胞和胞內外藻毒素的機制（即介質吸附和細胞滯留的貢獻）也需進一步深入研究。

2 化學方法

化學方法在控藻和除藻毒素方面顯示出高效性，但成本較高、選擇性普遍不好。

2.1 氧化劑

報道研究了過氧化氫對藻細胞損傷的影響，以及在模擬光照下對MCs釋放和降解的影響（Huo et al.，2015）。將藍藻置于 0—60 mg·L?1的過氧化氫中3.5 h，通過化學探針法定量溶液中·OH的生成，所有用過氧化氫處理的樣品中，超過99%的銅綠微囊藻細胞破裂或損傷。隨著時間的推移，藻細胞顯示出兩個不同的階段。在最初的滯后期藻細胞保持完整，隨后迅速破裂。滯后期的持續時間與·OH的穩態濃度呈線性關系。MCs的釋放與藻細胞破裂密切相關。

報道研究了過氧化氫、氯氣、高錳酸鉀和臭氧對銅綠微囊藻細胞活性、藻毒素釋放和降解的影響（Fan et al.，2014）。這些氧化劑都能不同程度地殺死廢水中的銅綠微囊藻細胞。其中，氯氣消毒常作為水處理的最后一道屏障，因它具有很強的氧化電位，導致細胞不完全失活，在隨后30 min內降解大部分的藻毒素。然而，氯氣處理效果依賴劑量，使用5 mg·L?1氯氣可氧化胞外藻毒素，低劑量（如3 mg·L?1和 4 mg·L?1）的氯氣則無法有效降解胞外藻毒素。當高劑量（10 mg·L?1）的高錳酸鉀作為氧化劑，可有效減少廢水中藍藻造成的負面影響。與氯氣不同，高錳酸鉀不會形成任何有毒的消毒副產品。過氧化氫也是一種有效的氧化劑，因為它能在 2 d的處理后降解大多數胞內和胞外 MCs。雖然 4 mg·L?1和 6 mg·L?1臭氧可減少總毒素，但兩種用量的臭氧處理均觀察到胞外MCs明顯增加。

2.2 電化學氧化

電化學氧化技術廣泛應用于去除有害的有機物和無機物以及病原微生物。報道研究了采用 Pt/Ti電極電化學氧化法去除微囊藻及 MC-LR（Jeon et al.，2015）。電化學氧化過程嚴重破壞藻細胞結構。在初始過程中，胞內 MC-LR從細胞中釋放出來，增加了胞外 MC-LR的濃度。初始細胞密度、初始MC-LR濃度和溶液電導率對微囊藻和MC-LR的去除率影響不大，但在藻懸液體積較大時，其去除率顯著降低。因此，要實現微囊藻及MCs的同時去除，必須控制藻懸液的體積。

采用Pt/Ti陽極和活性炭纖維/泡沫鎳（ACF/Ni）陰極，在較寬的初始pH（3—9）范圍內，加入少量Fe2+，對銅綠微囊藻具有顯著的去除效果（Lian et al.，2020）。結果表明，Pt/Ti-ACF/Ni-Fe2+體系在 15 min內可去除約93%的銅綠微囊藻。Fe2+用量、電流密度、初始pH值對銅綠微囊藻的去除率有顯著影響。通過Pt/Ti-ACF/Ni-Fe2+工藝與經典Fenton工藝的比較、銅綠微囊藻和ACF/Ni的掃描電鏡分析、ACF的比表面積和孔徑分析、MC-LR 的測定，揭示了Pt/Ti-ACF/Ni-Fe2+電化學體系除藻機理。結果表明，該體系的主要作用機理是電Fenton過程，并伴有電吸附、電浮選和電凝聚過程。隨著電解過程中藻細胞的裂解，釋放的MC-LR等物質被有效降解。

2.3 光化學氧化

直流輝光放電等離子體技術已被廣泛應用于水體凈化和滅菌，該技術也被用來去除藻細胞和MCs（Zhang et al.，2014）。等離子體氧化使微囊藻細胞膜受到嚴重損傷，光合作用色素和細胞內生物有機物釋放并降解。等離子體氧化誘導細胞懸浮液中大量活性氧（ROS）的產生，從而損傷銅綠微囊藻細胞，·OH攻擊細胞膜，過氧化氫擴散到細胞內引起進一步的細胞損傷。等離子體氧化方法原則上可用于處理其他類型的藍藻，因此有助于處理整個生態系統中的藻華。

與其它傳統處理方法相比，電子束輻照具有去除率高、溫度要求低等優點，是一種很有應用前景的技術。電子束輻照可以通過水的輻解作用產生活性物質，這些活性物質能夠有效降解廢水中的污染物。電子束輻照破壞了葉綠素a和MCs濃度之間的相關性（Liu et al.，2015）。研究結果表明，經過電子束輻照后，MCs的產量和釋放量減少，并且在不同的藻類生長階段，MCs濃度隨輻照劑量的變化而降低。

2.4 光催化

太陽能驅動的 TiO2光催化過程被成功地用于破壞銅綠微囊藻細胞并同時去除胞內和胞外的MC-LR（Pinho et al.，2015）。在紫外光照射下，由于TiO2表面形成的活性物種的攻擊，液囊開始被破壞。這使得TiO2納米顆粒滲透到內層，導致細胞變形和破裂。MC-LR在水溶液中的光催化氧化反應具有先快速反應后緩慢降解的特點，這是由于MC-LR分子與降解副產物之間的競爭導致的。柱孢藻毒素比 MC-LR更穩定，需要更長的太陽光照射時間才能達到類似的降解效率。對于含高濃度藻細胞的水，其處理策略應包括預過濾步驟，以去除大多數藍藻，盡量減少細胞裂解，并在液相中進一步光催化氧化剩余的毒素。

用異丙醇鈦和殼聚糖合成了碳氮共摻雜二氧化鈦（C,N-TiO2），碳氮共摻雜拓寬了 TiO2的光響應范圍（郭燕飛等，2018）。在可見光照射下，C,N-TiO2對葉綠素a的去除率達到83%。C,N-TiO2通過破壞微囊藻細胞膜和降低藻細胞抗氧化物酶活性，從而抑制藻類增殖。光催化反應 6 h后，C,N-TiO2對MC-LR的去除率為89.9%，催化活性明顯高于商業化二氧化鈦P25。

異質結光催化劑 g-C3N4/TiO2在可見光照射下可同時去除水體中的銅綠微囊藻和MC-LR（Song et al.，2018）。g-C3N4的含量對光催化劑的晶體結構、比表面積和孔隙率有一定的影響。g-C3N4在 TiO2中的N/C摻雜以及TiO2與g-C3N4之間的相互作用對提高可見光吸收和光誘導電子轉移有重要作用。g-C3N4/TiO2對銅綠微囊藻具有高的光催化活性，隨著Adda鏈的氧化，MC-LR逐漸降解。在光催化過程中，反應物種主要為空穴（h+）和·OH。光催化過程主要發生在具有強氧化劑的光催化劑表面，不僅會造成細胞的破壞，而且會導致 MC-LR的降解。因此，異質結光催化劑g-C3N4/TiO2在富營養化水體的原位修復方面具有很大的潛力。

采用浸涂法將Ag2CO3-N?GO（氮摻雜石墨烯）負載在硅溶膠改性聚氨酯海綿上，制備了一種新型的光催化涂層，用于銅綠微囊藻的光催化滅活和MC-LR 的降解（Fan et al.，2020a）。Ag2CO3-N?GO初始負載濃度為4 g·L?1的涂層在可見光下表現出最佳的光催化性能，在5 h的光照下可以完全去除葉綠素 a。而中性和堿性條件對光催化滅活藻類有相對負面的影響。制備的涂層在可見光下對 MC-LR具有良好的光催化降解性能。然而，藻類和MC-LR的混合體系需要較長的時間才能實現光催化降解?！2?是主要活性氧化成分，它會引起細胞膜和細胞壁的損傷，導致細胞內物質的釋放，最終使得藻細胞受到不可逆損傷。在光催化MC-LR降解過程中，·OH和 O2?起主要作用，MC-LR中的Adda側鏈和肽環逐漸被氧化，MC-LR的生物毒性在降解過程中逐漸喪失（Fan et al.，2020b）。此外，該涂層具有良好的循環性和穩定性，可多次重復使用。因此，光催化涂層在富營養化水體中處理藻華具有廣闊的應用前景。

3 生物方法

到目前為止，國內外學者在不同湖泊已經嘗試了多種控藻和除藻毒素的物理和化學方法，但受到在大型水域中的治理成本和反復持續排污等因素制約，治理成效不大。生物方法因其以生物控制生物的“綠色”手段而被許多研究者認為是具有發展潛力的技術，特別是在藻華和藻毒素發生的早期加以運用將會有可能阻止藻類的增殖和藻毒素的產生（Li et al.，2017；Kumar et al.，2019）。

與橘綠木霉菌（Trichoderma citrinoviride）共培養的銅綠微囊藻在培養1 d后數量迅速下降，2 d后藻細胞完全裂解和死亡（Mohamed et al.，2014）。培養5 d的真菌濾液對銅綠微囊藻也有一定的抑制作用，且這種抑制作用隨濾液量和培養時間的延長而增加。這種真菌不僅能夠抑制微囊藻的生長，還能降解藍藻產生的MCs。與橘綠木霉菌共培養5 d后，MCs完全被降解，而真菌濾液對毒素降解無明顯作用。

研究表明，不動桿菌（Acinetobacter）能抑制藻細胞的光合作用并在24 h內將其徹底裂解，在真菌培養體系中，胞外和胞內MC-LR減少了92%（Li et al.，2016）。真菌代謝物對銅綠微囊藻細胞降解起到92%的作用，而真菌細胞對MC-LR降解起到91%的作用。在真菌及其代謝產物的共同作用下，實現了藻細胞和 MC-LR的去除。溶藻鏈霉菌（Streptomyces amritsarensis）能與銅綠微囊藻結合形成絮狀體，殺滅藍藻細胞，抑制 MC-LR的合成。其還能釋放抗酸性、堿性和蛋白酶K的活性物質，耐高溫（85 ℃以上），這些特性將有利于溶藻鏈霉菌控藻的實際應用（Yu et al.，2019）。

從大腸桿菌（Escherichia coli）中過表達得到的微囊藻毒素降解酶，在高溫和堿性條件下表現出高穩定性，同時具有較長的半衰期（Liu et al.，2020）。微囊藻毒素降解酶選擇性地抑制微囊藻細胞增殖，而對不產生MCs的藻細胞無影響。微囊藻毒素降解酶能有效降解胞外 MCs，通過降低 MCs生物合成途徑中相關基因的表達，減少胞內MCs的生成。同時，微囊藻毒素降解酶通過下調光合作用途徑中重要基因的表達、阻斷電子傳遞鏈活性和色素合成來抑制微囊藻的光合作用。

從粘質沙雷氏菌（Serratia marcescens）中提取純化的靈菌紅素，對銅綠微囊藻有較強的殺藻作用，且呈濃度依賴性（Wei et al.，2020）。靈菌紅素能溶解微囊藻細胞，同時下調MCs合成酶基因的表達，有效抑制MCs的產生。

生物方法盡管成本較低，但是降解藻細胞和毒素耗時長。和化學方法、物理方法相比，去除藻細胞和毒素的速率較慢，在水廠中很難達到現代水處理速率的要求。因此，一般情況下生物方法主要作為其他技術處理的輔助手段以及在一些不需要快速處理的場合下使用。

4 組合方法

上述3種方法在控藻和除藻毒素取得了一定的成效，但物理方法成本和能耗高、化學方法廣譜無選擇性、生物方法所用物種繁殖速度跟不上藻暴發速度，控藻效果難顯。因此，通過組合方法，揚長避短，實現更有效的控藻和除藻毒素。

4.1 吸附作用和化學氧化

盡管高鐵(VI)酸鹽長期以來被認為是一種多用途的水處理劑，但高鐵(VI)酸鹽多用于解決飲用水處理中單一有害污染物（如藻細胞或藻毒素）的影響。據報道，高鐵(VI)酸鹽是一種可以同時有效去除模擬赤潮沖擊水中藻細胞和藻毒素的物質（Deng et al.，2017）。高鐵(VI)酸鹽氧化能使藻細胞失活和藻毒素降解。隨后，來自高鐵(VI)酸鹽還原的Fe(III)引發藻細胞絮凝沉淀。當高鐵(VI)酸鹽的用量超過最小有效鐵劑量時，細胞密度和濁度顯著降低。pH值為 7.5時去除效果較差，可能是因為絮凝作用主要由電荷吸引驅動，較高的 pH不能充分降低顆粒表面電荷。同時，MCs可在pH（5.5或7.5）下完全降解。在pH值為5.5時，高鐵(VI)酸鹽具有更高的藻毒素降解速率。

4.2 吸附作用和生物降解

微生物和殼聚糖改性土壤可以同時去除藻華和MCs（Li et al.，2015）。用殼聚糖改性土壤絮凝去除水中90%以上的藻細胞和胞內MCs，并用假單胞菌（Pseudomonas sp. An18）改性土壤處理絮凝體。在40 d的培養過程中，溶解的MC-LR和MC-RR在僅絮凝體中增加了10倍。用假單胞菌改性土壤處理，水中產生的MC-LR和MC-RR分別減少了30%和70%。但是，沉積物-水柱中 MCs的總含量與對照和僅絮凝體中的MCs含量相近。相比之下，假單胞菌改性土壤處理的體系中溶解的MCs和總MCs減少了90%。藻毒素的有效去除是由于土壤中殼聚糖的絮凝作用和土壤中假單胞菌的生物降解。將假單胞菌嵌入在土壤中，有效地防止了細菌量的稀釋，濃縮了藻細胞，限制了毒素的釋放，增強了對毒素的降解能力。

有研究表明藻華和MCs在降解菌生物強化的微生態人工濕地中的去除情況（Wang et al.，2018）。種植和未種植的微生態人工濕地中，藻華和MCs去除率以及微囊藻毒素降解酶基因豐度沒有顯著差異。然而，這些植物改善營養物質，以減少富營養化。降解菌生物強化能顯著促進MC-LR在12 h內從16.7 mg·L?1降解到閾值以下。在土壤中，發現了以下6個具有MC-LR降解潛力的細菌屬：鞘氨醇膿桿菌屬（Sphingopyxis）、甲氧基菌屬（Methylotenera）、假單胞菌屬（Pseudomonas）、甲氧基菌屬（Methylosinus）、新鞘氨醇屬（Novosphingobium）和鞘氨醇單胞菌屬（Sphingomonas）。其中，前三者在MC-LR降解過程中在生物強化的微生態人工濕地中也有顯著增殖，說明它們具有很高的適應性和對MC-LR的去除貢獻。

5 結論

為了保障飲用水安全，非常有必要同時去除藻細胞和藻毒素。通過處理可以有效地削減或轉化部分藻細胞和藻毒素，但仍沒有一種方法能夠同時去除所有藻細胞和藻毒素。因此，飲用水處理必須建立在多技術組合的基礎上，需要進一步的研究來解決實際中存在的一些問題。

目前的研究大多停留在實驗室，將這些方法應用在野外，需要結合當地流域、基礎設施、資源等因素設計策略（Roegner et al.，2014）。地表水中藻華和藻毒素污染治理是一個全球性和地方性的挑戰，仍有許多技術和經濟層面的問題需要深入研究。