藻毒素的生物降解研究進(jìn)展

包子云，王沛芳,錢 進(jìn)，喬 旭

(河海大學(xué) a.淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點實驗室; b.環(huán)境學(xué)院，南京 210098)

藻毒素的生物降解研究進(jìn)展

包子云a,b，王沛芳a,b,錢 進(jìn)a,b，喬 旭a,b

(河海大學(xué) a.淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點實驗室; b.環(huán)境學(xué)院，南京 210098)

近年來藍(lán)藻水華污染產(chǎn)生的有毒代謝產(chǎn)物藻毒素對水生生態(tài)系統(tǒng)和人類健康構(gòu)成嚴(yán)重的威脅。生物降解技術(shù)尤其是生物濾池由于運行維護費用低并且不產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物，已廣泛應(yīng)用于去除藻毒素。然而，水處理過程中可能存在的生物降解多種藻毒素效果的信息少有收集，這在越來越多不同種類的藻毒素能同時在水源地中檢測出來的情況下更加重要。綜述了目前所有藻毒素生物降解性的相關(guān)研究進(jìn)展，分析了影響藻毒素生物降解的因素，并探討了目前藻毒素生物降解技術(shù)如何在水處理過程中應(yīng)用優(yōu)化去除藻毒素效果，為運用生物降解方法控制或去除各種藻毒素提供理論指導(dǎo)。

藻毒素；生物降解性；影響因素；生物降解技術(shù) ；水華污染

近來全球氣候變暖和水體富營養(yǎng)化現(xiàn)象加劇，極大地促進(jìn)藍(lán)藻在河湖水體中的生長[1]，使水源地越來越頻繁地形成藍(lán)藻水華污染[2-3]。藍(lán)藻水華對飲用水安全最大的威脅是其產(chǎn)生和釋放的藻毒素。藻毒素主要分為3類：肝毒素(MC(Microcystin)、CYN(Cylindrospermopsin)和NOD(Nodularin))、神經(jīng)毒素(ATX(Anatoxin-a)和STX(saxitoxin))及脂多糖內(nèi)毒素。當(dāng)前除MC生物降解研究已達(dá)到基因?qū)用嬉酝?，其他藻毒素的生物降解研究都還相對缺乏。但是，越來越多不同種類的藻毒素能同時在水源地中檢測出來[4]，由于這些藻毒素結(jié)構(gòu)較穩(wěn)定以及自身低濃度高毒性的特點，常規(guī)水處理工藝很難有效去除，而生物處理方法由于去除藻毒素的運行維護費用低而且不產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物而受到廣泛關(guān)注[5]。本文從藍(lán)藻各種藻毒素的生物降解性、影響生物降解的因素和生物降解技術(shù)如何在水處理過程中應(yīng)用和優(yōu)化去除藻毒素效果對國內(nèi)外藻毒素生物降解研究現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢進(jìn)行綜述。

1 藻毒素的生物降解性

生物降解藻毒素有成本低、安全性高、利于生態(tài)修復(fù)等優(yōu)點, 研究藻毒素的生物降解性是應(yīng)用生物降解去除藻毒素的前提，以下對藍(lán)藻產(chǎn)生的3類藻毒素進(jìn)行分類綜述。

1.1 肝毒素

1.1.1 微囊藻毒素 (MC)

MC是7個氨基酸基團組成的單環(huán)七肽，其中2個氨基酸的可變動性導(dǎo)致MC多樣性[6]。當(dāng)可變動的2個氨基酸為亮氨酸和精氨酸(見圖1)，就形成了最常見變種MCLR。MC的毒性主要與肽環(huán)中Adda氨基酸(見圖1)上的共軛二烯有關(guān)。生物體一旦攝入一定劑量的MC，就會在肝臟累積然后導(dǎo)致出血甚至幾個小時內(nèi)死亡。

圖1 微囊藻毒素LR (MCLR)分子結(jié)構(gòu)

目前分離出的降解MC的微生物主要是鞘氨醇單胞菌屬[7-13]。也有研究表明其他菌種降解MC的，如胡梁斌等[14]從被藍(lán)藻水華污染的底泥中分離出一種甲基菌能有效降解MCLR，Manage等[15]鑒別了3種分離菌(節(jié)細(xì)菌屬、短桿菌屬和紅球菌屬)能有效降解MC；益生菌也能生物降解MC，如乳桿菌菌株GG和LC-705[16-17]、乳酸雙歧桿菌菌株420和Bb12[17]以及胚芽乳桿菌菌株IS-10506和IS-20506[18]都能降解MC，但是益生菌無法徹底去除MC?，F(xiàn)在對MC微生物降解途徑已深入到降解基因的研究，如Bourne等[7]在被分離的MC降解菌鞘氨醇單胞菌ACM-3962的基因組中首次發(fā)現(xiàn)一個基因群：mlrA，mlrB，mlrC和mlrD涉及MCLR的降解。并認(rèn)為mlrA基因編碼的酶具有裂開或水解MCLR環(huán)狀結(jié)構(gòu)的特殊功能，然后形成的線性MCLR分子被mlrB和mlrC基因編碼的蛋白酶水解，最后mlrD編譯形成一個假定轉(zhuǎn)運蛋白將MC降解產(chǎn)物轉(zhuǎn)運出細(xì)胞。此后，大量研究通過設(shè)計聚合酶鏈反應(yīng)(PCR)技術(shù)定性分析檢測MC降解過程中的這些基因，特別是參與MC環(huán)結(jié)構(gòu)裂開的mlrA基因[19-20]。Ho等[21]采用定量實時PCR技術(shù)分析檢測廢水中MCLR在生物砂濾降解過程中降解菌的豐度，Li等[22]也用這種技術(shù)分析檢測冬季生物膜上的mlrA基因。這2個研究均表明MCLR的生物降解與降解菌豐度直接相關(guān)并依靠mlrA基因復(fù)制數(shù)量。雖然Bourne等[7]假設(shè)的MC降解途徑已被證明，但是Manage等[15]無法從分離的降解菌中檢測到mlr型基因，并認(rèn)為微生物還存在其他途徑或者包含其他基因來降解MC。此外，研究表明MC生物降解的副產(chǎn)物沒有毒性。Harada等[8]從鞘氨醇單胞菌B9降解MCLR過程中鑒別出最終產(chǎn)物為Adda，并用蛋白磷酸酶抑制試驗和小白鼠生物法確定這種產(chǎn)物不具有毒性。而Hyenstrand等[23]利用放射性同位素示蹤法研究水體中 MCLR的生物降解，發(fā)現(xiàn)最終礦化產(chǎn)物是CO2。

圖2 柱孢藻毒素(CYN) 分子結(jié)構(gòu)

1.1.2 柱孢藻毒素(CYN)

CYN是一種三環(huán)類生物堿(見圖2)。產(chǎn)生CYN的菌株主要有柱孢藻、項圈藻、絲囊藻和束絲藻等[24]。CYN開始只在熱帶地區(qū)被檢測出來，現(xiàn)在氣候溫和地區(qū)爆發(fā)的報道也增多[25-26]。有報道稱用硫酸銅處理藍(lán)藻水華會使藍(lán)藻細(xì)胞裂解，釋放大量CYN進(jìn)入水體[27]。CYN會抑制蛋白合成，具有遺傳毒性和潛在致癌性質(zhì)[28]。

Senogles等[29]和Smith等[30]證明CYN可在自然水體中被微生物降解。Smith等[30]還發(fā)現(xiàn)初始CYN的濃度與生物降解率呈近似線性關(guān)系。Klitzke等[31]觀測到沉積物對CYN的降解，并發(fā)現(xiàn)預(yù)處理的沉積物能加強CYN的生物降解，接著又研究低溫和厭氧條件下沉淀中CYN的降解，并發(fā)現(xiàn)溶解有機碳會影響CYN生物降解的滯后期[32]。目前只有Mohamed等[33]從藍(lán)藻水華污染地方分離出CYN降解微生物芽孢桿菌菌株(AMRI-03)，并且該降解菌可降解MC，這說明該菌株的水解酶具有裂解2種藻毒素環(huán)狀結(jié)構(gòu)的功能。

1.1.3 節(jié)球藻毒素(NOD)

NOD是淡水中泡沫節(jié)球藻產(chǎn)生的一種具有強烈肝毒性的環(huán)狀五肽次生代謝產(chǎn)物[34](見圖3)。

圖3 節(jié)球藻毒素(NOD)分子結(jié)構(gòu)

圖4 類毒素-a (ATX) 分子結(jié)構(gòu)

NOD能被生物降解且副產(chǎn)物為Adda氨基酸[35]，Adda本身無毒， 但其立體結(jié)構(gòu)為肝毒素活性和毒性作用所必需。有研究表明MC的降解微生物也有能力降解NOD[15,36]，這是mlrA具有類似的裂解2種藻毒素環(huán)狀結(jié)構(gòu)的功能。Kato等[37]和Edwards等[38]檢測到NOD經(jīng)生物降解的副產(chǎn)物中含有線狀NOD，支持了這一論點。Nodularin等[39]通過液質(zhì)譜聯(lián)用儀研究細(xì)菌降解NOD的過程，結(jié)果也表明降解酶是選擇性水解精氨酸(Arg)與Adda肽鍵作為解開環(huán)肽結(jié)構(gòu)初始重要步驟。NOD的毒性主要與其結(jié)構(gòu)中Adda與Arg之間的空間關(guān)系有關(guān)，水解Arg-Adda肽鍵保證生物降解產(chǎn)物的無毒性。

1.2 神經(jīng)毒素

1.2.1 類毒素-a (ATX)

ATX是一種低分子量的生物堿神經(jīng)毒素，廣泛存在于藍(lán)藻生長和暴發(fā)的水體中，濃度與MC相當(dāng)[40]。ATX酷似乙酰膽堿，包含胺和羰基2個基團(見圖4)，因其缺少酯部分而不易被酶解。ATX可持久刺激肌肉細(xì)胞并導(dǎo)致癱瘓，并能抑制呼吸而致死。Fawell等[41]建議ATX低于1 μg/L時可保證飲用水安全。

Rapala等[42]用原位采集的富含微生物的沉淀物對ATX進(jìn)行降解試驗， 證明ATX在自然水體中就能穩(wěn)定被生物降解，但是應(yīng)用生物活性濾池比自然狀態(tài)下降解快。目前僅Kiviranta等[43]分離出一種假單胞菌能以2～10 μg/mL/d的速度降解ATX。

1.2.2 貝類毒素(STX)

STX主要由束絲藻、卷曲魚腥藻、螺旋藻和柱孢藻產(chǎn)生[44]。STX能阻斷神經(jīng)細(xì)胞鈉通道并在攝入較多情況下導(dǎo)致死亡?，F(xiàn)在約有27種貝類毒素變體，最常見的是C-毒素、膝溝藻毒素(GTX)和貝類毒素(STX)。3種毒素中STX毒性最強(見表1)，結(jié)構(gòu)見圖5。Fitzgerald等[45]提供STX的警報值為3 μg/L。

表1 貝類毒素的變種及毒性[46]

圖5 貝類毒素(STX)分子結(jié)構(gòu)圖

Donovan等[47]從藍(lán)貽貝的消化道中分離出的7個未知名細(xì)菌能夠在1～3 d完全降解提取的STX，并且這些分離的細(xì)菌降解STX速率遵循一級動力學(xué)。但Kotaki等[48]發(fā)現(xiàn)某些細(xì)菌能轉(zhuǎn)化貝類毒素，分離的一種假單孢菌和弧菌將GTX轉(zhuǎn)化為更毒的STX。Kayal等[46]研究5種貝類毒素變種(C1,C2,GTX2,GTX3和STX) 通過生物活性含有砂和無煙煤濾料濾池時的降解情況，發(fā)現(xiàn)毒性較低的毒素C1和C2濃度下降，而毒性較高的另3種毒素濃度增加，而該5種貝類毒素變種通過只含砂的濾池時濃度沒什么變化。作者推斷無煙煤濾池生物膜內(nèi)的微生物具有生物轉(zhuǎn)化貝類毒素變種的能力。

1.3 脂多糖內(nèi)毒素

脂多糖內(nèi)毒素是藍(lán)藻細(xì)胞壁的組成部分，由核心寡糖、脂A和O特異多糖組成。藍(lán)藻脂多糖內(nèi)毒素的脂A與格蘭氏陰性細(xì)菌的脂多糖不完全相同，種類更多并且含有少量的磷酸。藍(lán)藻內(nèi)毒素可激活血管內(nèi)皮細(xì)胞和肝Kupffer細(xì)胞等，并誘發(fā)炎性細(xì)胞因子及氧自由基等化學(xué)介質(zhì)的釋放，誘發(fā)肝臟等組織器官的嚴(yán)重?fù)p傷[49]。

蔡元鋒等[50]從銅綠微囊藻培養(yǎng)液中提取脂多糖內(nèi)毒素，接種太湖水華期微生物富集菌群后，多糖立即開始被降解, 雖然37 d后仍有一部分多糖未能被降解，但說明在自然界中內(nèi)毒素是可以被微生物降解的。而Zhang Can等[51]發(fā)現(xiàn)常規(guī)飲用水處理工藝能去除63%的內(nèi)毒素，高于生物活性炭濾池的去除率，這可能是因為降解其他種類藻毒素的菌種多為革蘭氏陰性菌，細(xì)菌細(xì)胞壁就含有脂多糖內(nèi)毒素成分，細(xì)菌死亡溶解后會釋放這種毒素使得去除這種藻毒素的效率下降。

2 藻毒素生物降解的影響因素

藻毒素的生物降解不僅依賴降解微生物類型，其生長環(huán)境的影響也很重要。為更好地利用微生物降解藻毒素，還需研究影響微生物降解藻毒素的環(huán)境因素，為降解菌創(chuàng)造良好生長條件。

2.1 溫 度

溫度是各種藻毒素生物降解的一個關(guān)鍵影響因素。有文獻(xiàn)表明MC的有效生物降解溫度范圍為(11～30)℃[20]，并且30℃時降解速率最大。金麗娜等[52]也發(fā)現(xiàn)提高反應(yīng)溫度可加快MC 的生物降解反應(yīng)速率。Smith等[29]研究表明CYN生物降解速率在25℃時達(dá)到最大，在20℃時明顯降低。Ho等[53]測定澳大利亞水源地水樣中的STX在24℃下的生物降解速率常數(shù)比14℃下的高。從這些研究可以推斷在較低溫度下的藻毒素生物降解速率會降低，而提高反應(yīng)溫度可以加快反應(yīng)速率，因為細(xì)菌或者細(xì)菌產(chǎn)生的酶在較低溫度時降解能力被抑制。

2.2 pH值

水體的酸堿性對于藻毒素的生物降解也有影響。Mohamed等[33]研究證明pH對芽孢桿菌AMRI-03降解CYN效能具有顯著影響，當(dāng)pH為7和8時有最大降解效率。陳彩云等[54]研究發(fā)現(xiàn)了pH為7時，假單胞菌M-6對MCLR有最大降解效率。而楊靜東等[55]研究發(fā)現(xiàn)太湖水體中的土著菌群JSM004在弱堿條件下對MC有較強的降解活性。類似的，Okano等[56]在研究MC降解菌C-1在不同pH下降解MC時，發(fā)現(xiàn)在pH=10.0時，C-1依然具有降解活性。這些說明菌株在降解藻毒素過程中對環(huán)境酸堿度有一定要求，并且在中性及偏堿性環(huán)境下具有較高降解活性。

2.3 外加營養(yǎng)元素

營養(yǎng)源是菌體的生長所必需的，外加不同的碳氮源，也會影響菌體生長及對于藻毒素的降解情況。Eleuterio等[57]研究了從生物濾池中分離出的MC降解菌C25220菌，在不加和外加醋酸鹽對MC的降解速度分別為13.8 μg/L/d和12.1 μg/L/d，降解速率受到抑制，推測原因是菌培養(yǎng)物更容易利用醋酸鹽。Jones等[58]研究發(fā)現(xiàn)了在沉積物中加入乙酸鹽和葡萄糖可以消除滯后期, 但是降解速率同時會下降。而Holst等[59]發(fā)現(xiàn)MCLR可從105 μg/L缺氧降解到13 μg/L(加NO3-)，20 μg/L(加葡萄糖)和69 μg/L(不加碳氮源)，這表明外加葡萄糖或硝酸鹽都可以促進(jìn)MCLR的缺氧降解。這相矛盾的結(jié)果可能是因為降解過程供氧條件不同，厭缺氧條件下微生物生長緩慢，需要外加碳源促進(jìn)微生物生長，從而提高降解效率。

2.4 天然有機物

以前有研究者認(rèn)為天然有機物的存在會降低生物降解藻毒素的效率，因為天然有機物一般是mg/L數(shù)量級，微生物會選擇藻毒素作為次要酶作用物，而優(yōu)先選擇這些有機物作為主要酶作用物。而Ho等[21]卻在一個三級廢水處理中發(fā)現(xiàn)MC降解菌能以MCLR為主要酶作用物，這可能是因為藻毒素與天然有機物結(jié)合形成有機物復(fù)合物使其礦化作用增強，更易被細(xì)菌選擇。Klitzke等[31]研究發(fā)現(xiàn)水體中存在溶解的天然有機物比藍(lán)藻細(xì)胞裂解產(chǎn)生的有機物有較高的CYN降解率，并認(rèn)為天然有機物可能通過某種底物特異性影響藻毒素的生物降解。Campinas等[60]研究表明分子大小接近MC的丹寧酸相對其他天然有機物對于MC降解的影響大，這進(jìn)一步揭示天然有機物和藻毒素的競爭機制主要取決于分子大小的接近程度。

2.5 小 結(jié)

影響藻毒素生物降解的因素較多，在全球變暖背景下，溫度是最主要的外部影響因子。研究溫度和其他因素對于藻毒素的生物降解是相互協(xié)同還是拮抗作用是一個挑戰(zhàn)。也許最佳的解決方案是在基因?qū)用嫔先パ芯窟@些環(huán)境因素如何影響降解微生物，是否誘導(dǎo)或抑制合成在降解過程中所涉及的酶及基因的轉(zhuǎn)錄，這也將有助于進(jìn)一步理解藻毒素開始生物降解前滯后期的起源。許多研究表明，微生物預(yù)先暴露于藻類毒素后能大幅度減少甚至消除滯后期。如Senogles等[28]研究發(fā)現(xiàn)了地表水土著細(xì)菌能在30 d內(nèi)降解CYN到低于檢測限且滯后期為15 d，而再次添加CYN到相同的樣品后就沒觀測到滯后期。要理解再次接觸藻毒素生物降解滯后期減少的原因就要理解為什么會存在滯后期。關(guān)于滯后期起源，有些學(xué)者認(rèn)為是由于負(fù)責(zé)降解的小種群微生物需要時間增殖到一定數(shù)量才能開始有效降解藻毒素，另一些學(xué)者認(rèn)為是需要時間讓負(fù)責(zé)降解的酶被誘導(dǎo)。還可能是因為無機化合物供應(yīng)不足或微生物優(yōu)先同化吸收其他有機物等。也可能是上述原因的組合導(dǎo)致滯后期存在。滯后期是生物處理工藝應(yīng)用，特別是去除瞬態(tài)藻毒素的一個主要障礙。需要進(jìn)一步研究滯后期的起源，從而通過某種環(huán)境條件或者運行操作就能消除滯后期。

3 藻毒素生物降解技術(shù)

近些年來，利用生物濾池、人工濕地和生態(tài)浮床去除藻毒素已取得了顯著的效果，但也存在些問題。

3.1 生物濾池

生物濾池是目前最好的利用微生物降解藻毒素方式。應(yīng)用于生物濾池的媒介主要是砂和活性炭，也涉及其他的媒介如玻璃、多孔陶瓷和塑料等。生物濾池過濾媒介的顆粒大小，表面粗糙程度和物理化學(xué)成分等被證明是生物膜生長和生物去除藻毒素的重要影響因子[61-63]。McDowall等[61]認(rèn)為過濾媒介顆粒越小去除藍(lán)藻有毒代謝產(chǎn)物速率越大，且認(rèn)為是由于比表面積增大使單位面積附著更多生物膜導(dǎo)致。Wang等[62]發(fā)現(xiàn)顆粒活性炭(GAC)是比砂更容易被細(xì)菌附著的載體，因為活性炭含有裂縫的粗糙表面能保護新附著的細(xì)菌承受較大的剪切力，有利于形成高效生物膜。另一個值得考慮的因素是媒介表面物理化學(xué)成分，特別是媒介表面存在的胞外聚合物(EPS)能加強表面細(xì)菌的附著從而加快藻毒素降解[63]。此外，生物濾池接觸時間和水力負(fù)荷也對該工藝產(chǎn)生很大影響，理論上增加接觸時間應(yīng)該增加生物降解效率，但Ho等[64]發(fā)現(xiàn)MC通過砂濾池時，接觸時間30 min和4 min生物降解情況沒什么區(qū)別。不過應(yīng)該指出的是，在2個接觸時間下出流都沒檢測到MC，這掩蓋了可能存在的區(qū)別。微生物的類型和濃度也直接影響生物濾池工藝去除藻毒素的效果，顆?；钚蕴可餅V池憑借吸附和生物降解機制在去除藻毒素方面最具高效，其生物降解效率就取決于溫度和初始細(xì)菌濃度[62]。McDowall等[63]證明在砂濾池中增加接種藍(lán)藻代謝有臭產(chǎn)物降解菌后加強了對這種代謝產(chǎn)物的去除效率。這種直接采用微生物細(xì)胞或?qū)⑻崛〉拿缸鳛橐环N生物催化劑，通過接種達(dá)到高效去除藻毒素污染的目的是生物濾池去除藻毒素的優(yōu)化控制方法。雖然生物濾池應(yīng)用日臻成熟，但仍存在如下問題：

(1) 生物濾池生物降解產(chǎn)物的安全性，雖然研究證明MC生物降解的副產(chǎn)物沒有毒性[7-8]，但STX這種藻毒素在生物濾池中會發(fā)生生物轉(zhuǎn)化形成更毒的變種，使出水比進(jìn)水更具有毒性[46]。Zhang Can等[51]發(fā)現(xiàn)脂多糖內(nèi)毒素在經(jīng)過顆粒活性炭濾池時含量增加。因此，當(dāng)處理水體中STX或內(nèi)毒素濃度較大時，需要增設(shè)其他處理過程如高級氧化等優(yōu)化對所有藻毒素的去除效果。

(2) 生物濾池之前不能預(yù)加氯，在澳大利亞南部一個飲用水處理廠原先采用的生物濾池能有效去除藍(lán)藻代謝產(chǎn)物，但當(dāng)加入氯胺進(jìn)入生物濾池反沖洗水后，藍(lán)藻代謝產(chǎn)物的去除效率立馬下降[65]，這是因為含氯消毒劑會嚴(yán)重危害過濾媒介上的生物膜，從而削弱甚至消除藻毒素生物降解[63,65]。因此，加氯消毒的步驟應(yīng)在生物濾池之后的處理階段。

3.2 人工濕地

人工濕地系統(tǒng)為處理水體中藻毒素提供了一種新思路，濕地中的沙石基質(zhì)具有類似于活性炭的吸附作用，植物根區(qū)附近形成的生物膜有絮凝作用，濕地中豐富的微生物可降解藻毒素。而吳振斌等[66]建立人工濕地系統(tǒng)處理水華污染的城郊魚塘水，對藻毒素含量0.117 g/L的進(jìn)水，蘆葦-水蔥組合系統(tǒng)去除率為68.5%，茭白-石菖蒲組合系統(tǒng)去除率為34.6%。結(jié)果表明濕地植物組合對藻毒素的去除效果影響顯著，可以通過優(yōu)化濕地植物組合來提高去除藻毒素效果。此外這種技術(shù)還存在如下不足：

(1) 占地面積大，可將人工濕地修建成階梯式，如我們實驗室授權(quán)號為CN 1298934C的發(fā)明專利，景觀型多級階梯式人工濕地護坡成型方法，可有效節(jié)省用地。

(2) 當(dāng)水力負(fù)荷較大時，人工濕地凈化藻毒素的效果會不穩(wěn)定[66]。隨著水力負(fù)荷的升高，停留時間減少，部分吸附在生物膜表面的藻毒素未被降解即被出水帶出，造成去除率下降。應(yīng)當(dāng)嚴(yán)格控制進(jìn)水水力負(fù)荷或?qū)⒃摷夹g(shù)用于前處理。

3.3 生態(tài)浮床

生態(tài)浮床適用于原位修復(fù)，從源頭治理水華的爆發(fā)和抑制藻毒素生成。其除藻毒素機理是通過浮床植物同藻類競爭光和營養(yǎng)物質(zhì)，或通過根系向水中分泌有機物質(zhì)來抑制藻類的繁殖，再減少水源中藻毒素的生成量[67]。宋海亮等[68]在太湖湖濱進(jìn)行的水生植物濾床(HFB)研究結(jié)果表明該系統(tǒng)對總MC平均去除率為59.4%，而不同植物組合形式對總MC去除效果無顯著差異，在水力負(fù)荷1.0～6.0 m3/(m2·d) 范圍內(nèi)，系統(tǒng)去除藻毒素效果也無顯著差異，這相對于人工濕地已有很大改進(jìn)，技術(shù)優(yōu)化主要在于結(jié)合其他技術(shù)構(gòu)成復(fù)合浮床。如Li X N等[69]采用植物，淡水蚌，生物填料構(gòu)建復(fù)合生態(tài)浮床，在水力停留時間為7 d條件下對MC的去除率能達(dá)到77.4%，大大提高了生態(tài)浮床對于藻毒素的去除效率。該技術(shù)存在主要不足是風(fēng)浪、流速太大會影響浮床床體穩(wěn)定。可通過增設(shè)固定桿和消浪排等提升浮床穩(wěn)定性，如我們實驗室授權(quán)號為CN 101811778B的發(fā)明專利，一種適用于高泥沙大流速水體的生態(tài)浮床。

4 結(jié)語與展望

全球氣候變暖將加大藍(lán)藻水華的爆發(fā)強度和時間，如何高效去除藍(lán)藻的代謝產(chǎn)物藻毒素仍然是熱點問題。從目前國內(nèi)外研究報道分析，采用高效微生物菌種降解是去除各種藻毒素的有效手段，并且合適的環(huán)境條件能有效縮短生物降解滯后期，加快降解藻毒素，當(dāng)前生物濾池是重要的降解藻毒素的方法。根據(jù)國內(nèi)外研究發(fā)展趨勢，如下幾個方面可能是未來研究的重點。

(1) 不同藻毒素的生物降解途徑和分子機理：現(xiàn)有研究已揭示肝毒素(MC，CYN和NOD)的一種生物降解途徑和分子機理，應(yīng)通過分離純化神經(jīng)毒素(ATX和STX)及內(nèi)毒素的降解菌中降解酶及其降解中間產(chǎn)物，進(jìn)一步研究不同藻毒素的生物降解途徑和分子機理。

(2) 微生物降解藻毒素滯后期的消除：滯后期的存在延長了生物降解藻毒素的時間，對利用微生物處理藻毒素不利，需研究通過某種環(huán)境條件或運行操作有效消除滯后期。

(3) 藻毒素的降解酶與基因：目前只確定了能降解MC的基因，今后應(yīng)在分離純化和識別出降解各種藻毒素的酶和基因的基礎(chǔ)上，采用現(xiàn)代生物學(xué)和基因工程技術(shù)強化降解藻毒素基因的表達(dá)，在高效去除各種藻毒素基礎(chǔ)和應(yīng)用研究方面具有重要的價值。

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(編輯：趙衛(wèi)兵)

Research Progress in Biodegradation of Cyanobacterial Toxins

BAO Zi-yun1,2, WANG Pei-fang1,2, QIAN Jin1,2, QIAO Xu1,2

(1.Key Laboratory of Integrated Regulation and Resources Development on Shallow Lakes of Ministry of Education, Hohai University, Nanjing 210098, China; 2.College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China)

In recent years, toxic metabolites produced by pollution of cyanobacterial blooms pose a serious threat to aquatic ecosystem and human health. Biodegradation technologies especially biological filtration have been widely used to remove algal toxins due to low cost of operation and maintenance with no potentially harmful by-products. However, there is little information gathered with respect to the effectiveness of biological treatment for all kinds of cyanobacterical toxins. It is especially important due to multiple kinds of cyanobacterical toxins been detected simultaneously in water sources. In this paper, the research progress published to date on the biodegradation of cyanobacterial toxins in water is reviewed, and the factors which have impact on the biodegradation of these toxins are analysed. Moreover, this article also offers insights into how biological treatment options can be applied to get optimum effect of removing cyanobacterial toxins, in particular through biological filtration process. This research is aimed at providing a theoretical guidance for the application of biodegradation technologies to remove cyanobacterial toxins.

cyanobacterial toxin; biodegradation; influence factor; biodegradation technology; algal bloom pollution

2014-02-10；

2014-04-20

國家重大基礎(chǔ)“973”研究項目(2010CB429006)；國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07101-008)

包子云(1989-)，男，江蘇常州人，碩士研究生，從事水環(huán)境保護與生態(tài)修復(fù)研究，(電話)15151845873 (電子信箱)baoziyun1024@163.com。

王沛芳(1973-)，女，河北保定人，教授，從事水環(huán)境保護與生態(tài)修復(fù)研究，(電話)13701475568(電子信箱)pfwang2005@hhu.edu.cn。

10.3969/j.issn.1001-5485.2015.05.006

2015,32(05):28-36

X524

A

1001-5485(2015)05-0028-09