可同时控藻和除藻毒素的方法研究进展

张孝进，戴正为, ，戴煜*，戴国飞*，杨平，方媛瑗，彭宁彦

1. 中国地质大学（武汉）材料与化学学院，湖北 武汉 430074；

2. 江西省水利科学研究院/江西省鄱阳湖水资源与环境重点实验室，江西 南昌 330029

水体富营养化促进了藻类特别是蓝藻的增殖，形成蓝藻水华（藻华），给人类、动物和其他真核生物体造成了严重的危害。藻华会消耗水中的溶解氧，并产生异味物质和蓝藻毒素（Lee et al.，2017）。微囊藻是湖泊、水库、池塘等富营养化水体中最常见的水华蓝藻，也是微囊藻毒素的主要生产者（Massey et al.，2018）。微囊藻毒素（Microcystins，MCs）是一类具有生物活性的环状七肽化合物，结构中存在环状结构和间隔双键，因而具有较高的稳定性，不易被降解（Bouaicha et al.，2019）。到目前为止，已有200多种MCs异构体被鉴定出来。MCs进入生物体后会靶向攻击肝细胞，通过抑制蛋白磷酸酶的活性，诱导肝细胞坏死（Buratti et al.，2017；黄艺等，2013；陈惠苑等，2014）。因此，世界卫生组织提出了饮用水中 1 μg·L−1的 MCs限制标准，这一指导标准已被许多国家采用。

常规控藻的方法有物理方法、化学方法和生物方法（Gallardo-Rodriguez et al.，2019）。虽然这些方法对控制藻华是有效的，但常常会破坏藻细胞，导致更多的藻毒素释放到水中（Yang et al.，2013）。除藻毒素的方法总体也可以分为物理方法、化学方法和生物方法（江敏等，2014）。尽管目前控藻和除藻毒素的方法很多，但彼此较为独立（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）。若不能同时有效控藻和除藻毒素，将难以防控藻华的综合风险（Merel et al.，2013）。本文从物理方法、化学方法、生物方法和组合方法综述目前国内外可同时控藻和除藻毒素的方法。

1 物理方法

物理方法由于不会带来二次污染也不会导致生物入侵，因而是相对安全的方法，但也普遍存在成本和能耗较高等缺点。

1.1 吸附

硅酸盐是构成多数矿物和土壤的主要成分，在地壳中分布极广。硅酸盐纳米片对铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）的增殖有抑制作用（Chang et al.，2014）。吸附诱导细胞膜破裂可能是硅酸盐纳米片杀藻的主要机制。高比表面积、静电吸附和疏水作用可能是硅酸盐纳米片对 MC-LR高去除率的主要原因。植物-硅酸盐矿物复合材料对胞外 MCs的去除比对胞内MCs更为有效（Kim et al.，2013）。

我们将Fe(III)改性土壤用于微囊藻及MCs的去除（戴国飞等，2016）。结果表明，Fe(III)改性土壤对微囊藻有一定的絮凝作用，其絮凝效果与土壤对活性 Fe(III)负载能力有关，增加活性 Fe(III)含量会缩短微囊藻絮凝的平衡时间。由于 Fe(III)与 MCs发生络合作用，因此经Fe(III)改性后的土壤对MCs的吸附能力显著提高，活性 Fe(III)含量决定了土壤对MCs的吸附能力。在野外藻华去除试验中，藻细胞去除率与室内实验值相近，但MCs去除率有所下降，这可能与天然水体中其它杂质的竞争作用有关。

1.2 砂滤

慢速砂滤技术在去除浊度、有机物和微生物（如大肠杆菌、病毒、原生动物囊肿和卵囊）等方面显示出良好的效果。小型慢速砂滤器在去除铜绿微囊藻和MC-LR取得了令人满意的效果（Terin et al.，2019），大多数过滤水样的残留MC-LR质量浓度低于 1.0 μg·L−1。过滤介质中的细胞滞留和生物降解是去除 MC-LR的主要机制。该技术的应用，仍需进一步地了解其在长期运行中以及在维护和流量中断等情况发生后，含藻细胞和MCs的水经过时慢速砂滤系统性能的改变。慢速砂滤系统去除藻细胞和胞内外藻毒素的机制（即介质吸附和细胞滞留的贡献）也需进一步深入研究。

2 化学方法

化学方法在控藻和除藻毒素方面显示出高效性，但成本较高、选择性普遍不好。

2.1 氧化剂

报道研究了过氧化氢对藻细胞损伤的影响，以及在模拟光照下对MCs释放和降解的影响（Huo et al.，2015）。将蓝藻置于 0—60 mg·L−1的过氧化氢中3.5 h，通过化学探针法定量溶液中·OH的生成，所有用过氧化氢处理的样品中，超过99%的铜绿微囊藻细胞破裂或损伤。随着时间的推移，藻细胞显示出两个不同的阶段。在最初的滞后期藻细胞保持完整，随后迅速破裂。滞后期的持续时间与·OH的稳态浓度呈线性关系。MCs的释放与藻细胞破裂密切相关。

报道研究了过氧化氢、氯气、高锰酸钾和臭氧对铜绿微囊藻细胞活性、藻毒素释放和降解的影响（Fan et al.，2014）。这些氧化剂都能不同程度地杀死废水中的铜绿微囊藻细胞。其中，氯气消毒常作为水处理的最后一道屏障，因它具有很强的氧化电位，导致细胞不完全失活，在随后30 min内降解大部分的藻毒素。然而，氯气处理效果依赖剂量，使用5 mg·L−1氯气可氧化胞外藻毒素，低剂量（如3 mg·L−1和 4 mg·L−1）的氯气则无法有效降解胞外藻毒素。当高剂量（10 mg·L−1）的高锰酸钾作为氧化剂，可有效减少废水中蓝藻造成的负面影响。与氯气不同，高锰酸钾不会形成任何有毒的消毒副产品。过氧化氢也是一种有效的氧化剂，因为它能在 2 d的处理后降解大多数胞内和胞外 MCs。虽然 4 mg·L−1和 6 mg·L−1臭氧可减少总毒素，但两种用量的臭氧处理均观察到胞外MCs明显增加。

2.2 电化学氧化

电化学氧化技术广泛应用于去除有害的有机物和无机物以及病原微生物。报道研究了采用 Pt/Ti电极电化学氧化法去除微囊藻及 MC-LR（Jeon et al.，2015）。电化学氧化过程严重破坏藻细胞结构。在初始过程中，胞内 MC-LR从细胞中释放出来，增加了胞外 MC-LR的浓度。初始细胞密度、初始MC-LR浓度和溶液电导率对微囊藻和MC-LR的去除率影响不大，但在藻悬液体积较大时，其去除率显著降低。因此，要实现微囊藻及MCs的同时去除，必须控制藻悬液的体积。

采用Pt/Ti阳极和活性炭纤维/泡沫镍（ACF/Ni）阴极，在较宽的初始pH（3—9）范围内，加入少量Fe2+，对铜绿微囊藻具有显著的去除效果（Lian et al.，2020）。结果表明，Pt/Ti-ACF/Ni-Fe2+体系在 15 min内可去除约93%的铜绿微囊藻。Fe2+用量、电流密度、初始pH值对铜绿微囊藻的去除率有显著影响。通过Pt/Ti-ACF/Ni-Fe2+工艺与经典Fenton工艺的比较、铜绿微囊藻和ACF/Ni的扫描电镜分析、ACF的比表面积和孔径分析、MC-LR 的测定，揭示了Pt/Ti-ACF/Ni-Fe2+电化学体系除藻机理。结果表明，该体系的主要作用机理是电Fenton过程，并伴有电吸附、电浮选和电凝聚过程。随着电解过程中藻细胞的裂解，释放的MC-LR等物质被有效降解。

2.3 光化学氧化

直流辉光放电等离子体技术已被广泛应用于水体净化和灭菌，该技术也被用来去除藻细胞和MCs（Zhang et al.，2014）。等离子体氧化使微囊藻细胞膜受到严重损伤，光合作用色素和细胞内生物有机物释放并降解。等离子体氧化诱导细胞悬浮液中大量活性氧（ROS）的产生，从而损伤铜绿微囊藻细胞，·OH攻击细胞膜，过氧化氢扩散到细胞内引起进一步的细胞损伤。等离子体氧化方法原则上可用于处理其他类型的蓝藻，因此有助于处理整个生态系统中的藻华。

与其它传统处理方法相比，电子束辐照具有去除率高、温度要求低等优点，是一种很有应用前景的技术。电子束辐照可以通过水的辐解作用产生活性物质，这些活性物质能够有效降解废水中的污染物。电子束辐照破坏了叶绿素a和MCs浓度之间的相关性（Liu et al.，2015）。研究结果表明，经过电子束辐照后，MCs的产量和释放量减少，并且在不同的藻类生长阶段，MCs浓度随辐照剂量的变化而降低。

2.4 光催化

太阳能驱动的 TiO2光催化过程被成功地用于破坏铜绿微囊藻细胞并同时去除胞内和胞外的MC-LR（Pinho et al.，2015）。在紫外光照射下，由于TiO2表面形成的活性物种的攻击，液囊开始被破坏。这使得TiO2纳米颗粒渗透到内层，导致细胞变形和破裂。MC-LR在水溶液中的光催化氧化反应具有先快速反应后缓慢降解的特点，这是由于MC-LR分子与降解副产物之间的竞争导致的。柱孢藻毒素比 MC-LR更稳定，需要更长的太阳光照射时间才能达到类似的降解效率。对于含高浓度藻细胞的水，其处理策略应包括预过滤步骤，以去除大多数蓝藻，尽量减少细胞裂解，并在液相中进一步光催化氧化剩余的毒素。

用异丙醇钛和壳聚糖合成了碳氮共掺杂二氧化钛（C,N-TiO2），碳氮共掺杂拓宽了 TiO2的光响应范围（郭燕飞等，2018）。在可见光照射下，C,N-TiO2对叶绿素a的去除率达到83%。C,N-TiO2通过破坏微囊藻细胞膜和降低藻细胞抗氧化物酶活性，从而抑制藻类增殖。光催化反应 6 h后，C,N-TiO2对MC-LR的去除率为89.9%，催化活性明显高于商业化二氧化钛P25。

异质结光催化剂 g-C3N4/TiO2在可见光照射下可同时去除水体中的铜绿微囊藻和MC-LR（Song et al.，2018）。g-C3N4的含量对光催化剂的晶体结构、比表面积和孔隙率有一定的影响。g-C3N4在 TiO2中的N/C掺杂以及TiO2与g-C3N4之间的相互作用对提高可见光吸收和光诱导电子转移有重要作用。g-C3N4/TiO2对铜绿微囊藻具有高的光催化活性，随着Adda链的氧化，MC-LR逐渐降解。在光催化过程中，反应物种主要为空穴（h+）和·OH。光催化过程主要发生在具有强氧化剂的光催化剂表面，不仅会造成细胞的破坏，而且会导致 MC-LR的降解。因此，异质结光催化剂g-C3N4/TiO2在富营养化水体的原位修复方面具有很大的潜力。

采用浸涂法将Ag2CO3-N꞉GO（氮掺杂石墨烯）负载在硅溶胶改性聚氨酯海绵上，制备了一种新型的光催化涂层，用于铜绿微囊藻的光催化灭活和MC-LR 的降解（Fan et al.，2020a）。Ag2CO3-N꞉GO初始负载浓度为4 g·L−1的涂层在可见光下表现出最佳的光催化性能，在5 h的光照下可以完全去除叶绿素 a。而中性和碱性条件对光催化灭活藻类有相对负面的影响。制备的涂层在可见光下对 MC-LR具有良好的光催化降解性能。然而，藻类和MC-LR的混合体系需要较长的时间才能实现光催化降解。·O2−是主要活性氧化成分，它会引起细胞膜和细胞壁的损伤，导致细胞内物质的释放，最终使得藻细胞受到不可逆损伤。在光催化MC-LR降解过程中，·OH和 O2−起主要作用，MC-LR中的Adda侧链和肽环逐渐被氧化，MC-LR的生物毒性在降解过程中逐渐丧失（Fan et al.，2020b）。此外，该涂层具有良好的循环性和稳定性，可多次重复使用。因此，光催化涂层在富营养化水体中处理藻华具有广阔的应用前景。

3 生物方法

到目前为止，国内外学者在不同湖泊已经尝试了多种控藻和除藻毒素的物理和化学方法，但受到在大型水域中的治理成本和反复持续排污等因素制约，治理成效不大。生物方法因其以生物控制生物的“绿色”手段而被许多研究者认为是具有发展潜力的技术，特别是在藻华和藻毒素发生的早期加以运用将会有可能阻止藻类的增殖和藻毒素的产生（Li et al.，2017；Kumar et al.，2019）。

与橘绿木霉菌（Trichoderma citrinoviride）共培养的铜绿微囊藻在培养1 d后数量迅速下降，2 d后藻细胞完全裂解和死亡（Mohamed et al.，2014）。培养5 d的真菌滤液对铜绿微囊藻也有一定的抑制作用，且这种抑制作用随滤液量和培养时间的延长而增加。这种真菌不仅能够抑制微囊藻的生长，还能降解蓝藻产生的MCs。与橘绿木霉菌共培养5 d后，MCs完全被降解，而真菌滤液对毒素降解无明显作用。

研究表明，不动杆菌（Acinetobacter）能抑制藻细胞的光合作用并在24 h内将其彻底裂解，在真菌培养体系中，胞外和胞内MC-LR减少了92%（Li et al.，2016）。真菌代谢物对铜绿微囊藻细胞降解起到92%的作用，而真菌细胞对MC-LR降解起到91%的作用。在真菌及其代谢产物的共同作用下，实现了藻细胞和 MC-LR的去除。溶藻链霉菌（Streptomyces amritsarensis）能与铜绿微囊藻结合形成絮状体，杀灭蓝藻细胞，抑制 MC-LR的合成。其还能释放抗酸性、碱性和蛋白酶K的活性物质，耐高温（85 ℃以上），这些特性将有利于溶藻链霉菌控藻的实际应用（Yu et al.，2019）。

从大肠杆菌（Escherichia coli）中过表达得到的微囊藻毒素降解酶，在高温和碱性条件下表现出高稳定性，同时具有较长的半衰期（Liu et al.，2020）。微囊藻毒素降解酶选择性地抑制微囊藻细胞增殖，而对不产生MCs的藻细胞无影响。微囊藻毒素降解酶能有效降解胞外 MCs，通过降低 MCs生物合成途径中相关基因的表达，减少胞内MCs的生成。同时，微囊藻毒素降解酶通过下调光合作用途径中重要基因的表达、阻断电子传递链活性和色素合成来抑制微囊藻的光合作用。

从粘质沙雷氏菌（Serratia marcescens）中提取纯化的灵菌红素，对铜绿微囊藻有较强的杀藻作用，且呈浓度依赖性（Wei et al.，2020）。灵菌红素能溶解微囊藻细胞，同时下调MCs合成酶基因的表达，有效抑制MCs的产生。

生物方法尽管成本较低，但是降解藻细胞和毒素耗时长。和化学方法、物理方法相比，去除藻细胞和毒素的速率较慢，在水厂中很难达到现代水处理速率的要求。因此，一般情况下生物方法主要作为其他技术处理的辅助手段以及在一些不需要快速处理的场合下使用。

4 组合方法

上述3种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、化学方法广谱无选择性、生物方法所用物种繁殖速度跟不上藻暴发速度，控藻效果难显。因此，通过组合方法，扬长避短，实现更有效的控藻和除藻毒素。

4.1 吸附作用和化学氧化

尽管高铁(VI)酸盐长期以来被认为是一种多用途的水处理剂，但高铁(VI)酸盐多用于解决饮用水处理中单一有害污染物（如藻细胞或藻毒素）的影响。据报道，高铁(VI)酸盐是一种可以同时有效去除模拟赤潮冲击水中藻细胞和藻毒素的物质（Deng et al.，2017）。高铁(VI)酸盐氧化能使藻细胞失活和藻毒素降解。随后，来自高铁(VI)酸盐还原的Fe(III)引发藻细胞絮凝沉淀。当高铁(VI)酸盐的用量超过最小有效铁剂量时，细胞密度和浊度显著降低。pH值为 7.5时去除效果较差，可能是因为絮凝作用主要由电荷吸引驱动，较高的 pH不能充分降低颗粒表面电荷。同时，MCs可在pH（5.5或7.5）下完全降解。在pH值为5.5时，高铁(VI)酸盐具有更高的藻毒素降解速率。

4.2 吸附作用和生物降解

微生物和壳聚糖改性土壤可以同时去除藻华和MCs（Li et al.，2015）。用壳聚糖改性土壤絮凝去除水中90%以上的藻细胞和胞内MCs，并用假单胞菌（Pseudomonas sp. An18）改性土壤处理絮凝体。在40 d的培养过程中，溶解的MC-LR和MC-RR在仅絮凝体中增加了10倍。用假单胞菌改性土壤处理，水中产生的MC-LR和MC-RR分别减少了30%和70%。但是，沉积物-水柱中 MCs的总含量与对照和仅絮凝体中的MCs含量相近。相比之下，假单胞菌改性土壤处理的体系中溶解的MCs和总MCs减少了90%。藻毒素的有效去除是由于土壤中壳聚糖的絮凝作用和土壤中假单胞菌的生物降解。将假单胞菌嵌入在土壤中，有效地防止了细菌量的稀释，浓缩了藻细胞，限制了毒素的释放，增强了对毒素的降解能力。

有研究表明藻华和MCs在降解菌生物强化的微生态人工湿地中的去除情况（Wang et al.，2018）。种植和未种植的微生态人工湿地中，藻华和MCs去除率以及微囊藻毒素降解酶基因丰度没有显著差异。然而，这些植物改善营养物质，以减少富营养化。降解菌生物强化能显著促进MC-LR在12 h内从16.7 mg·L−1降解到阈值以下。在土壤中，发现了以下6个具有MC-LR降解潜力的细菌属：鞘氨醇脓杆菌属（Sphingopyxis）、甲氧基菌属（Methylotenera）、假单胞菌属（Pseudomonas）、甲氧基菌属（Methylosinus）、新鞘氨醇属（Novosphingobium）和鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）。其中，前三者在MC-LR降解过程中在生物强化的微生态人工湿地中也有显著增殖，说明它们具有很高的适应性和对MC-LR的去除贡献。

5 结论

为了保障饮用水安全，非常有必要同时去除藻细胞和藻毒素。通过处理可以有效地削减或转化部分藻细胞和藻毒素，但仍没有一种方法能够同时去除所有藻细胞和藻毒素。因此，饮用水处理必须建立在多技术组合的基础上，需要进一步的研究来解决实际中存在的一些问题。

目前的研究大多停留在实验室，将这些方法应用在野外，需要结合当地流域、基础设施、资源等因素设计策略（Roegner et al.，2014）。地表水中藻华和藻毒素污染治理是一个全球性和地方性的挑战，仍有许多技术和经济层面的问题需要深入研究。