藻毒素的脱除技术研究解析

藻毒素的脱除技术研究
一、前言
随着我国工农业的快速发展，大量含氮含磷的工业废水、生活污水以及农业面源污水排入江河湖海，导致环境水体富营养化严重。

根据中国环保部公布的2014年《中国环境状况公告》中可以看出：开展营养状态监测的湖泊（水库）中轻度富营养的有13个，中度富营养的有2个，其中滇池和达赉湖富营养化最严重。

水体富营养化的日益加剧导致藻类大量繁殖，形成日趋严重的水华污染，微囊藻水华是淡水水体污染中危害最严重的一类。

当水华严重时，水面形成厚厚的蓝绿色湖靛，散发出难闻的气味，破坏了健康平衡的水生生态系统[1]。

二、藻毒素的分类和来源
水体中的藻毒素可分为两部分，一部分溶解在水体中，称为溶解性藻毒素; 另一部分在藻细胞内合成，称为细胞内毒素。

随着藻细胞的生长繁殖，当藻细胞破裂或老化死亡时，胞内毒素从藻细胞内释放出来并表现出毒性。

一般情况下，藻细胞内的藻毒素浓度要高于水中溶解性藻毒素浓度。

蓝藻毒素，按照毒性功能可以分为肝脏毒素、神经毒素和其它毒素[2]。

微囊藻毒素和节球藻毒素都属于肝脏毒素。

微囊藻毒素是由有毒蓝藻产生的代谢物，是蓝藻水华污染中出现频率最高、产生量最大和造成危害最严重的一类藻毒素[3]。

三、藻毒素的结构和危害
水体中的藻毒素可分为两部分，一部分溶解在水体中，称为溶解性藻毒素; 另一部分在藻细胞内合成，称为细胞内毒素。

随着藻细胞的生长繁殖，当藻细胞破裂或老化死亡时，胞内毒素从藻细胞内释放出来并表现出毒性。

一般情况下，藻细胞内的藻毒素浓度要高于水中溶解性藻毒素浓度。

蓝藻毒素，按照毒性功能可以分为肝脏毒素、神经毒素和其它毒素[2]。

微囊藻毒素和节球藻毒素都属于肝脏毒素。

微囊藻毒素是由有毒蓝藻产生的代谢物，是蓝藻水华污染中出现频率最高、产生量最大和造成危害最严重的一类藻毒素[3]。

3.1藻毒素的结构
藻毒素在1959年被Bioshop发现。

藻毒素主要是由微囊藻属、颤藻属、鱼腥藻属、念珠藻属产生。

Rinehart于1988年确定分子结构[4]。

微囊藻毒素的相对分子质量在1000 左右。

是一种环状七肽物质，分子结构式如下：
微囊藻毒素有较强的耐热性并且可耐极端的pH，自然降解速度也十分的缓慢。

藻毒素的异构体大约有60多种，其中分布广泛且具有代表性的为微囊藻毒素（MC）。

目前在已发现藻毒素种类中毒性较大、研究较多的MC-LR，MC-RR，MCYR，特别是MC-LR，其分布广泛，且毒性最强。

3.2藻毒素的危害
微囊藻毒素的致毒机理主要是对细胞造成破坏、诱导基因突变、致癌等。

（1）藻毒素对肝脏的危害：肝脏是微囊藻毒素毒性作用器官中研究得较早的器官。

微囊藻毒素的急性毒性作用可以破坏肝脏细胞结构,在形态上表现为肝细胞分离,变圆,最终产生凋亡、坏死等现象。

而其毒性作用在器官水平上表现为引起肝脏小叶中心坏死, 肝血窦程序性破坏以及显著的肝内出血现象。

微囊藻毒素通过引起致命的肝脏出血和低血容量性休克而导致肝脏损伤, 最终导致死亡[5]。

（2）藻毒素对肾脏的危害：有研究发现微囊藻毒素的慢性肾脏毒性与其急性肝脏毒性的机理类似, 微囊藻毒素可以造成肾脏细胞的细胞骨架改变, 并且引起DNA损伤[5]。

四、藻毒素的检测方法和含量标准
藻毒素对人和水生动物具有很高的毒性及潜在危害，藻毒素的分析检测技术是藻毒素脱除技术研究的基础。

因此，藻毒素分析检测的研究对于维护环境安全和人类健康具有重要的意义。

目前常用的检测方法主要有生物毒理检测法、化学分析法和生化分析法[6]。

4.1检测方法
4.1.1生物毒理检测法
生物毒理检测法是通过动物口服或注射来间接评价藻毒素的毒性。

用纯化的
微囊藻毒素或水华蓝藻中提取的藻毒素进行测试，根据动物的生理病变及半致死剂量可初步确定藻毒素的毒性[7]。

生物毒理检测法操作简单，但专一性和灵敏度较差，且无法确定藻毒素类型及结构。

4.1.2化学分析法
化学分析方法主要包括高效液相色谱（HPLC）、气相色谱（GC）、薄层层析色谱（TLC）、毛细电泳（CE）以及液相色谱/质谱（LC/MS）联用等现代分析手段，利用藻毒素的物化性质结合灵敏的光电技术对其进行定性、定量分析。

高效液相色谱法(HPLC) 以其准确、灵敏、重现性好而且可以同时分析多种藻毒素异构体等优点而被WHO、美国、英国等推荐为微囊藻毒素的标准检测方法。

我国在GB/T20466—2006《水中微囊藻毒素的测定》中将HPLC法列为藻毒素的标准检测方法之一[8]。

微囊藻毒素在238nm波长下有特征吸收峰。

取微囊藻毒素标准品绘制标准曲线。

不同的藻毒素异构体有不同的保留时间，将其与微囊藻毒素标样的保留时间对比，便可得出测试样品中微囊藻毒素的组成。

试验采用外标法依据出峰面积，计算水样中微囊藻毒素的浓度。

高效液相色谱法对不同毒素可进行精确的定性和定量,但费用高，预处理时间长,技术含量高。

4.1.3生化分析法
生化分析法有酶联免疫吸附法（ELISA）和蛋白磷酸酶抑制法（PPIA），由于具有灵敏、快速、适用于分析大批样品等特点，显示出良好的发展趋势。

ELISA 是用制备的藻毒素多克隆抗体测定藻毒素总量[1]。

PPIA则是利用微囊藻毒素对荧光物质蛋白磷酸酶PP1和PP2A活性专一性的抑制效应进行定量分析[1]。

4.2含量标准
目前，各国一般还没有制定强制性的饮用水中藻毒素含量标准 , 已有的标准一般也只针对微囊藻毒素-LR（MC-LR）含量。

世界卫生组织( WHO)建议饮用水中藻毒素标准为1.0ug/L, 加拿大健康组织认为饮用水中可接受的藻毒素标准为0.5ug/L[9]。

我国尚未制定饮用水中微囊藻毒素总含量标准 ,在 2006年国家卫生部颁布的《生活饮用水卫生标准》中已将微囊藻毒素-LR（MC-LR）的标准值列入，为0.001mg/L[10]。

国家环保部颁布的《地表水环境质量标准》( GB3838 -2002) 中也在集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值列出微囊藻毒素
-LR（MC-LR）的标准值，同样为0.001mg/L[11]。

五、藻毒素的脱除技术
水体藻毒素污染已经成为一个世界性的环境问题，常规的净水工艺很难去除水中的藻毒素，常规的单元净水处理工艺包括混凝-沉淀-过滤-氯消毒。

这些方法对去除藻细胞有一定作用，因而可去掉一部分细胞固定的藻毒素。

但此类方法对溶解于水中的藻毒素无去除效果或去除率较低，甚至混凝过程中的搅拌作用和其他方法的处理过程中可能会使藻细胞中的毒素释放到水中而增加溶解于水中的藻毒素的浓度。

净水工艺必须同时去除细胞内藻毒素和释放入水中的溶解性藻毒素，才能保证饮用水的安全性。

从目前的研究来看，藻毒素的脱除方法可以三类，分别有物理法、经典化学氧化法、生物法和高级氧化法。

5.1物理法
物理方法包括混凝沉淀、活性炭吸附、膜过滤、气浮等，主要对细胞内藻毒素起作用，对溶解性的藻毒素的脱除效果甚微。

5.1.1混凝沉淀
混凝工艺可有效去除水中的蓝藻，从而去除细胞内藻毒素，而对溶解性藻毒素的去除率很低。

甚至混凝过程中的搅拌作用可能会使藻细胞中的藻毒素释放到水中而增加溶解性藻毒素的浓度。

Lam[12]等利用硫酸铝作混凝剂进行试验时，发现pH值大于6时絮凝除藻效果较好，而水体中溶解性藻毒素含量非但未降，还略有升高。

Karner[13]等经过两年对传统水处理工艺去除藻毒素效果的研究，结果表明,硫酸铝混凝-沉降或石灰软化-沉降工序使藻毒素脱除率平均达96%。

5.1.2活性炭吸附
活性炭由于具体较大的比表面积，吸附能力强等优点，是目前水处理工艺中用的最为广泛的一种吸附剂。

有研究表明，活性炭吸附能成功的去除水中的藻毒素。

Yang[9]等通过研究发现活性炭和传统水处理工艺结合使用对藻毒素的去除率超过80%,但藻毒素含量到0.1-0.5ug/L时，活性炭很难继续去除，而且大量活性炭的使用会造成水处理成本的提高。

5.1.3膜过滤
膜分离技术是一种高分离、浓缩、提纯和净化技术，因能够脱除传统水处理方法难以脱除的溶解性污染物而引起人们的广泛关注，膜分离技术甚至被认为是
替代传统的微污染水处理工艺的最佳技术选择。

Campinas等研究了中空醋酸纤维素膜（100KDa）对不同生长时间的铜绿微囊藻细胞的超滤去除效果，结果表明：超滤能够彻底的去除铜绿微囊藻单细胞。

5.1.4气浮法
气浮法是指以液相中上升的气泡作为转移介质，然后将目标物从溶液浮选至上层泡沫相或是有机溶剂相，从而来去除水中的悬浮物物质。

由于藻类的密度一般较小，其絮凝体不易沉降，因此采用气浮法可以有效地去除藻类，以减少细胞内毒素。

Teixeira[14]等采用溶气气浮法除去蓝藻，在最佳条件下，蓝藻的去除率可达92％。

5.2经典化学氧化法
经典化学氧化方法是采用一些具有强氧化性的化学氧化剂来消除微污染水中的藻毒素。

常用的氧化剂有氯化试剂、高锰酸钾、二氧化氯、高铁酸盐或臭氧等。

5.2.1氯化试剂氧化
氯化试剂对微污染水中的藻毒素脱除效果依赖于游离氯的剂量及接触时间。

氯化试剂能破坏藻类细胞而造成藻毒素外泄，所以为了能有效地氧化细胞内、外的藻毒素，所需的氯化试剂投加量较大。

若剂量不足，非但不能有效地控制水中的藻毒素，反而使水中的藻毒素浓度升高。

K.TSUJ[9]等观察了次氯酸钠（NaClO）对MC-LR和MC-RR的去除效果，结果发现用浓度为0.7mg/ L的自由氯处理60min后，水中仅有35 %的微囊藻毒素被去除，当自由氯浓度增大到2.8mg/L时，接触30min后，微囊藻毒素的去除率达99%。

但在藻类繁殖的水体中存在丰富的有机质，如腐殖质等，容易与氯作用生成三氯甲烷等有害副产物，引起水体的二次污染，威胁人们的饮水安全,因此，氯化试剂在应用前必须进行更深入的研究。

5.2.2高锰酸钾氧化
高锰酸盐是一种常见的强氧化剂，高锰酸钾对碳碳双键有强烈的破坏能力，能有效地攻击藻毒素侧链 ADDA 的共轭双键，从而降低藻毒素的毒性。

所以高锰酸钾对细胞外藻毒素消除效果较好[15]。

E·Rodriguez[15]等研究表明，用1mg/L左右的高锰酸钾可使水中藻毒素的浓度达到国家标准。

5.2.3二氧化氯氧化
由于ClO2在水中几乎100%以单分子存在，ClO2透过细胞膜为单纯扩散，所以pH值并不影响ClO2进入细胞。

ClO2对细胞壁有较强的吸附和穿透能力，因此它比一般的消毒剂更易进入微生物体内。

ClO2是优良的杀藻剂，对藻类具有良好的去除效果，同时不产生显著的有害消毒副产物。

ClO2可以与不饱和官能团反应，能破坏碳碳双键而使藻毒素脱毒，但脱除藻毒素的能力却有限。

并且二氧氯化不易存储，使用时需现场制备。

5.2.4高铁酸盐氧化
高铁酸盐具有强氧化性，能够有效地氧化降解水中的有机污染物。

同时高铁氧化有机物后自身被还原为Fe3+、Fe(OH)3。

这些还原产物作为絮凝剂，能进一步凝聚吸附和共沉降藻毒素及其它大分子有机质。

高铁酸盐是无污染药剂，投加到水体中，快速分解不会对环境造成二次污染, 高铁酸盐可用于去除微污染物。

高铁酸盐通过氧化或异构化藻毒素ADDA基团中的共轭双键，使ADDA基团结构发生变化，从而使藻毒素失去毒性。

5.2.5臭氧氧化
臭氧（O3）也是一种强氧化剂，其氧化还原电位为2.07V。

与藻毒素作用时，可以破坏藻毒素上ADDA基团的不饱和双键而降低毒性。

使用臭氧（O3）净化微污染饮用水，如果净化的微污染饮用水中含有溴离子，此时溶液生成具有“三致”性质（致癌、致畸、致突变）的溴酸盐。

因此，在使用臭氧（O3）去除水中的微囊藻毒素时，应注意此时水中是否含有溴离子。

5.3生物法
生物降解藻毒素简单、安全、成本低、对环境影响较小。

常见的生物法有微生物法（活性污泥）和生物膜法。

5.3.1微生物法
藻毒素的生物降解主要依赖于微生物的作用，微生物能够破坏蓝藻肝毒素结构中ADDA基团的共轭双键，使环状结构转化成线性结构，进一步降解成短肽，从而使藻毒素毒性降低或消失。

水体和底泥中的自然微生物群具有降解藻毒素的能力[16]。

5.3.2生物膜法
水体和底泥中的微生物在不利环境下能够分泌具有黏性的胞外多糖物质将
自身包裹起来，并与其他生物黏连在一起，这种由微生物和细胞外基质组成的复合物称之为生物膜。

生物膜在去除微污染饮用水中应用广泛，有研究表明，当选择合适的填料后，生物膜法去除饮用水中的藻毒素能到达到80%。

5.3.3人工湿地法
人工湿地是一种新兴的高效力的水处理系统。

湿地中的土壤、植物和微生物通过物理、化学和生物过程相互作用，对于处理水中的藻毒素有良好的效果。

湿地中的基质沙石和活性炭一样，具有吸附作用；在植物的根附近形成的生物膜有絮凝作用；湿地中存在多种多样的微生物，通过生物降解作用可降低水中藻毒素浓度。

因此，经过人工湿地处理后,可以使水中的藻毒素浓度达到国家标准,不会对人们的身体健康造成威胁。

5.4高级氧化技术
高级氧化技术是指氧化能力超过所有常见氧化剂或氧化电位接近或达到羟基自由基HO•水平，可与有机污染物进行系列自由基链反应，从而破坏其结构，使其逐步降解为无害的低分子量的有机物，最后降解为CO2，H2O和其他矿物盐的技术[17]。

高级氧化技术一般包括Fenton氧化、光催化氧化、湿式催化氧化、超临界水氧化等。

在微污染饮用水脱除微囊藻毒素方面，应用较多的为光催化氧化法和（类）Fenton试剂氧化法。

5.4.1光催化氧化
光催化氧化一般分为均相光催化氧化和非均相光催化氧化，下面主要介绍非均相光催化氧化。

非均相光催化降解技术中,通常是以TiO2等半导体材料为催化剂。

这些半导体粒子的能带结构一般由填满电子的价带和空的高能导带构成,价带和导带之间存在禁带,当用能量等于或大于禁带宽度的光照射到半导体时,价带上的电子被激发跃迁到导带形成光生电子,在价带上产生空穴,并在电场作用下分别迁移到粒子表面。

光生电子易被水中溶解氧等氧化性物质所捕获, 而空穴因具有极强的获取电子的能力而具有很强的氧化能力,可将其表面吸附的有机物及H2O分子氧化成·OH自由基,·OH自由基几乎无选择地将水中有机物氧化[18]。

Robertson和Lawton[19-20]对利用TiO2光催化氧化技术降解藻毒素进行了深入的研究。

结果表明，利用TiO2光催化剂氧化能成功地降解微污染水中的藻毒
素。

反应过程中产生的·OH作用于ADDA侧链中的共轭双键使之断开，生成毒性较低或明显无毒的产物。

非均相光催化氧化反应可以在常温常压下进行,条件温和，可以充分利用太阳光作为能源。

对废水中的污染物无选择性，均可最终将其矿化成CO2,H2O和相应的无机物质,避免了二次污染。

(TiO2光催化氧化原理）
5.4.2Fenton试剂及类Fenton试剂氧化
Fenton试剂是由催化剂Fe2+和H2O2的氧化体系构成。

Fenton试剂的氧化机理是由于在酸性条件下H2O2被催化分解，产生高活性的·OH，进而引发和传递自由基链反应，加快有机污染物的氧化。

其一般历程为：
链反应的引发：Fe2+ + H2O2→ Fe3++ HO• + OH−，
Fe3+ + H2O2→ Fe2+ + HO2• + H+，
HO2• + H2O2→ HO• + O2 + H2O。

链的发展：RH(有机物) + HO•→R• + H2O，
R• + Fe3+→ R+ + Fe2+ 。

链反应的结果：R+ + O2→ROO+→CO2+ H2O。

链反应的终止：HO• + HO• → H2O2，
HO• + R• → ROH。

将紫外光（UV）、氧气等引入Fenton试剂，可以增强氧化能力。

这种改进了的Fenton试剂称为类Fenton 试剂。

如Fe2+/H2O2/UV、Fe2+/H2O2/O2、
Fe2+/H2O2/O2/UV等。

由于溶液中存在具有光敏性质的铁的络合物，特别是Fe(OH)2+，使UV和Fe2+对H2O2的催化分解具有协同效应，H2O2的分解速率远远大于UV和Fe2+对H2O2的分解速率的简单相加，从而增强了H2O2的分解为·OH 的速率。

氧气的引入对于有机物的氧化是有效的，O2吸收紫外光后可生成O3等次生氧化剂。

也可与反应中间体作用生成含有羟基和羧基的基团，然后与Fe3+形成光敏性的络合物，能提高·OH 的生成速率。

O2与溶液中产生的有机自由基反应可生成H2O2，从而节约H2O2的用量。

也可以用廉价的空气做氧源，降低处理成本。

目前，利用Fenton试剂及类Fenton试剂氧化藻毒素的文献报道很少。

但是Fenton试剂及类Fenton试剂具有反应温和、不需要高温高压，设备简单，适用范围广等优点，对藻毒素的去除具有深远的研究意义。

六、总结
湖泊、水库是我国重要的淡水资源，也是许多地区的饮用水源，对于含有藻毒素的微污染水源水的处理迫在眉睫。

常用的藻毒素的去除方法有物理法、经典化学法、生物法和高级氧化法，通过比较可以发现（1）物理法相对简单但去除率相对较低，并且只能够去除细胞内毒素，对于溶解性藻毒素的去除率极低。

（2）经典氧化法可以去除溶解性藻毒素但是容易生成具体三致性质的副产物。

（3）生物法是一种绿色环保的处理方法，处理成本低，设备简单，是目前研究藻毒素去除的重要方法。

（4）高级氧化法相比于前面三种方法，在藻毒素去除方面的研究国内相对较少，但是对藻毒素的去除具有深远的研究意义。

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