藻源性內(nèi)毒素在銅綠微囊藻滅活過(guò)程中的釋放

卜令君,周石慶,施 周,王 濤,衣啟航,孫聚龍 (湖南大學(xué)土木工程學(xué)院,建筑安全與節(jié)能教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南 長(zhǎng)沙 410082)

農(nóng)業(yè)化肥的流失、生活污水的過(guò)度排放等人類(lèi)活動(dòng)使得大量氮、磷流入湖泊、河流及海灣,在全球范圍內(nèi)造成了嚴(yán)重的水體富營(yíng)養(yǎng)化,藻類(lèi)爆發(fā)現(xiàn)象也隨之頻繁發(fā)生[1-2].藻類(lèi)爆發(fā)及其衍生物的釋放等問(wèn)題給人類(lèi)生產(chǎn)生活及自來(lái)水廠的正常運(yùn)行帶來(lái)了巨大影響[3],因此,如何有效抑制藻類(lèi)爆發(fā)已成為世界性難題.化學(xué)修復(fù)方法由于見(jiàn)效快,目前被廣泛應(yīng)用于控制藻類(lèi)爆發(fā)[4].但有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn),該類(lèi)方法雖然能有效抑制藻類(lèi)生長(zhǎng),但在滅活藻細(xì)胞的過(guò)程中會(huì)伴隨有胞內(nèi)有機(jī)物的釋放,有可能對(duì)機(jī)體健康和生態(tài)平衡造成更大的危害,這類(lèi)胞內(nèi)有機(jī)物包括藻毒素、嗅味物質(zhì)等受到了廣泛關(guān)注[3,5-7].

在藻類(lèi)釋放的眾多衍生物中,藻源性內(nèi)毒素作為一種外源性致熱源,未能引起國(guó)內(nèi)外研究者足夠的關(guān)注.藻源性內(nèi)毒素是藍(lán)藻細(xì)胞壁的脂多糖復(fù)合物,主要由藻類(lèi)死亡后釋放[8-10].內(nèi)毒素一般由3部分組成：類(lèi)脂A、核心寡糖以及O-特異多糖,其中類(lèi)脂A可以通過(guò)一系列反應(yīng)激活炎癥信號(hào),是其毒性中心[11].內(nèi)毒素可通過(guò)血液、呼吸、胃腸等暴露途徑使人體患上各種疾病[9],研究發(fā)現(xiàn)將 0.1～0.5ng/kg內(nèi)毒素進(jìn)行靜脈注射即可引起人體發(fā)熱反應(yīng)[12];空氣中內(nèi)毒素濃度達(dá)到1000～2000ng/m3時(shí)則可能使人體患上有機(jī)粉塵毒性綜合征[13].目前我國(guó)相關(guān)文件中規(guī)定的血液透析用水及制藥用水對(duì)內(nèi)毒素濃度的限制分別為1.0,0.25EU/mL[14].

調(diào)查發(fā)現(xiàn)芬蘭某水源在藻類(lèi)爆發(fā)時(shí)內(nèi)毒素活性可達(dá) 20～38000EU/mL(1EU/mL = 0.1ng/mL),嚴(yán)重威脅著機(jī)體健康[15].除此之外,內(nèi)毒素近年來(lái)在各地水源水、飲用水中被頻繁檢出[14,16],更是為水處理工作者敲響了警鐘.目前已經(jīng)有研究人員考察了常規(guī)水處理工藝、活性炭吸附、液氯、高錳酸鉀、中壓汞燈等對(duì)內(nèi)毒素的去除效果[14,17-18],但其機(jī)理及動(dòng)力學(xué)還有待進(jìn)一步的研究.

由于藻細(xì)胞凋亡解體之后會(huì)釋放大量?jī)?nèi)毒素,因此化學(xué)修復(fù)除藻的過(guò)程中必然會(huì)伴隨有內(nèi)毒素的釋放.本文選用了 4種常見(jiàn)的化學(xué)除藻劑(次氯酸鈉、雙氧水、硫酸銅及敵草隆),對(duì)比了其對(duì)藻類(lèi)的滅活效果及過(guò)程中內(nèi)毒素的釋放和降解,以期為高藻水源水的處理提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料及器具

銅綠微囊藻藻種(FACHB-912)購(gòu)自中科院武漢水生所,培養(yǎng)于 BG-11培養(yǎng)基中,培養(yǎng)箱溫度設(shè)為25℃,光照周期為12h光照-12h黑暗.

BG-11培養(yǎng)基所需藥劑均購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司.顯色基質(zhì)鱟試劑盒、無(wú)熱原試管、無(wú)熱源移液槍頭、內(nèi)毒素檢查用水、內(nèi)毒素標(biāo)準(zhǔn)品購(gòu)自廈門(mén)鱟試劑生物科技股份有限公司.其他所用玻璃器皿清洗后于250℃干烤60min以上.

1.2 試驗(yàn)方法

本研究所采用藻細(xì)胞溶液濃度約為 1.5×106個(gè)/mL.取 100mL待處理藻溶液,分別投加 0.10,0.25,0.50mg/L次氯酸鈉,0.10,0.25,0.50mmol/L雙氧水,0.5,1.0,2.5μmol/L 硫酸銅,5,10,25μmol/L 敵草隆,充分混勻后,置于光照恒溫培養(yǎng)箱中,分別于24,48,96,168h取樣,測(cè)定其 OD680及內(nèi)毒素含量,每個(gè)樣品測(cè)試2次取平均值.

1.3 分析方法

藻細(xì)胞濃度由紫外-可見(jiàn)光分光光度計(jì)(U-3900, Hitachi)于波長(zhǎng)680nm處測(cè)得.

內(nèi)毒素含量利用顯色基質(zhì)鱟試劑盒進(jìn)行定量測(cè)定.鱟試劑為鱟科動(dòng)物東方鱟的血液変形細(xì)胞溶解物的冷凍干燥品,在溫育(37℃)條件下,內(nèi)毒素可與鱟試劑發(fā)生一系列酶促反應(yīng),激活凝固酶原形成凝固酶,凝固酶分解人工合成的顯色基質(zhì),使其分解為多肽和黃色的對(duì)硝基苯胺(λmax=405nm),對(duì)硝基苯胺的生成量與內(nèi)毒素濃度成正比,但為了避免待測(cè)樣品本身的顏色對(duì)405nm處吸收峰的干擾,遂利用偶氮化試劑將對(duì)硝基苯胺染成玫瑰紅色(λmax=545nm)再使用紫外-可見(jiàn)光分光光度計(jì)(U-3900, Hitachi)進(jìn)行測(cè)定.采用內(nèi)毒素標(biāo)準(zhǔn)樣品作標(biāo)準(zhǔn)曲線(R2＞0.98),并采用內(nèi)毒素檢查用水作陰性對(duì)照,該方法檢測(cè)限可達(dá)0.01EU/mL.

2 結(jié)果與討論

2.1 次氯酸鈉對(duì)藻類(lèi)活性及內(nèi)毒素的影響

次氯酸鈉由于其強(qiáng)氧化性是目前飲用水廠最常用的消毒劑,可有效殺滅水中的細(xì)菌,同樣也常被用來(lái)滅活水中的藻類(lèi).一般飲用水中余氯含量不超過(guò)0.5mg/L即對(duì)人體沒(méi)有危害,因此,本文分別選取0.10,0.25,0.50mg/L(以Cl2計(jì))的次氯酸鈉溶液對(duì)水中的銅綠微囊藻進(jìn)行滅活.如圖1(a)所示,在未加次氯酸鈉的控制樣中,藻細(xì)胞在168h內(nèi)穩(wěn)步繁殖生長(zhǎng),其OD680由0.0890逐步增至 0.2735;低濃度(0.10mg/L)的次氯酸鈉雖未能完全去除溶液中的藻細(xì)胞,但有效抑制了藻細(xì)胞的生長(zhǎng),其OD680在168h后逐漸降至0.0444.0.25,0.50mg/L的次氯酸鈉對(duì)銅綠微囊藻的去除效果顯著,168h后其溶液吸光度分別降至 0.0046和0.0041,溶液幾乎呈透明狀.

其內(nèi)毒素含量的變化情況如圖1(b)所示.控制樣中內(nèi)毒素含量1周內(nèi)均在80EU/mL上下波動(dòng),沒(méi)有明顯變化,這是因?yàn)樗褂玫脑迦芤荷形催M(jìn)入衰亡期(圖1(a)),而內(nèi)毒素主要是由死亡的細(xì)胞釋放.內(nèi)毒素含量增長(zhǎng)最明顯的是經(jīng)0.10mg/L次氯酸鈉處理后的藻溶液,168h內(nèi)其內(nèi)毒素含量持續(xù)增長(zhǎng),且最終激增至 1564.78EU/mL;而經(jīng)較高濃度(0.25,0.50mg/L)次氯酸鈉處理后的藻溶液中雖然藻細(xì)胞死亡數(shù)目更多,但內(nèi)毒素含量反而只有 872.14,852.03EU/mL,這可以歸因?yàn)榇温人徕c的強(qiáng)氧化性,導(dǎo)致內(nèi)毒素結(jié)構(gòu)在處理過(guò)程中被破壞,這與Anderson等[17]的研究結(jié)果一致.

圖1 次氯酸鈉對(duì)藻類(lèi)活性(a)和內(nèi)毒素含量(b)的影響Fig.1 Effect of sodium hypochlorite on the activity of algae (a) and concentration of endotoxins (b)

2.2 雙氧水對(duì)藻類(lèi)活性及內(nèi)毒素的影響

雙氧水由于其氧化性較強(qiáng)且產(chǎn)物綠色環(huán)保,被越來(lái)越多的用于藻類(lèi)爆發(fā)時(shí)藻細(xì)胞的滅活[19].有研究表明,在滅藻過(guò)程中,若雙氧水投量小于19.7mg/L(約 0.58mmol/L),便不會(huì)對(duì)一般水生動(dòng)物的健康造成危害[20],因此,本文分別選取 0.10,0.25,0.50mmol/L的雙氧水溶液對(duì)水中的銅綠微囊藻進(jìn)行滅活.如圖2(a)所示,藻細(xì)胞活性在經(jīng)不同濃度雙氧水處理后受到了不同程度的破壞,其溶液吸光度均持續(xù)下降,經(jīng)0.10,0.25,0.50mmol/L雙氧水處理168h后的藻溶液在680nm處的吸光度由0.089分別降至0.0133、0.0027和0.0054.

圖2 雙氧水對(duì)藻類(lèi)活性(a)和內(nèi)毒素含量(b)的影響Fig.2 Effect of hydrogen peroxide on the activity of algae(a) and concentration of endotoxins (b)

雙氧水處理過(guò)程中內(nèi)毒素的含量變化如圖2(b)所示.與次氯酸鈉類(lèi)似,內(nèi)毒素釋放最顯著的是經(jīng)0.25mmol/L雙氧水處理后的藻溶液,其內(nèi)毒素濃度由初始的 55.30EU/mL分別漲至 48h和96h的1038.26,1750.35EU/mL;168h時(shí)又稍微降至1706.22EU/mL.而經(jīng)0.10mmol/L和0.50mmol/L雙氧水處理的藻溶液在反應(yīng)168h后內(nèi)毒素濃度則分別只增至 732.23,944.84EU/mL,這一現(xiàn)象是因?yàn)楫?dāng)雙氧水濃度較低時(shí),部分藻細(xì)胞并未被完全破壞至釋放內(nèi)毒素;而當(dāng)雙氧水濃度較高時(shí),多余的氧化劑則可以破壞部分內(nèi)毒素的結(jié)構(gòu),因此內(nèi)毒素濃度會(huì)相對(duì)減小.

2.3 硫酸銅對(duì)藻類(lèi)活性及內(nèi)毒素的影響

圖3 硫酸銅對(duì)藻類(lèi)活性(a)和內(nèi)毒素含量(b)的影響Fig.3 Effect of copper sulfate on the activity of algae (a)and concentration of endotoxins (b)

驗(yàn)不同,經(jīng)硫酸銅處理后的藻溶液中內(nèi)毒素含量隨著接觸時(shí)間及硫酸銅濃度的增長(zhǎng)而增長(zhǎng),在168h的反應(yīng)時(shí)間結(jié)束后,3組樣品中的內(nèi)毒素含量由 55.30EU/mL分別增至 854.60,1055.45,1513.15EU/mL,該現(xiàn)象是由于硫酸銅本身并無(wú)氧化性,無(wú)法降解死亡藻細(xì)胞釋放的內(nèi)毒素,因此,隨著硫酸銅濃度及細(xì)胞死亡數(shù)目的增加,溶液中的內(nèi)毒素也會(huì)相應(yīng)增加.

2.4 敵草隆對(duì)藻類(lèi)活性及內(nèi)毒素的影響

圖4 敵草隆對(duì)藻類(lèi)活性(a)和內(nèi)毒素含量(b)的影響Fig.4 Effect of diuron on the activity of algae (a) and concentration of endotoxins (b)

硫酸銅在其常規(guī)用量(0.5～1.0mg/L,即3.125～6.25μmol/L)的情況下對(duì)人體健康無(wú)害,且可導(dǎo)致藻細(xì)胞中類(lèi)囊體破裂、DNA原纖維聚集,從而使藻細(xì)胞死亡[21].硫酸銅因其除藻效果好且價(jià)格便宜,是目前室外游泳池最常用的除藻劑.因此,本文選用 0.5,1.0,2.5μmol/L硫酸銅對(duì)水中的銅綠微囊藻進(jìn)行滅活,結(jié)果如圖4所示.相較于次氯酸鈉和雙氧水,硫酸銅的除藻效果稍差,但可以看出其仍可以有效抑制藻類(lèi)的生長(zhǎng),經(jīng) 0.5,1.0,2.5μmol/L硫酸銅處理168h后的藻溶液在680nm處的吸光度由0.089分別降至0.0713、0.0411及0.0135(圖3(a)).另一方面(圖3(b)),與以上2組實(shí)

敵草隆又名二氯苯基二甲脲,是一種光合作用抑制劑,其可以阻止葉綠素的合成和阻斷電子傳遞,從而破壞植物的光合系統(tǒng)II導(dǎo)致細(xì)胞死亡,但由于敵草隆屬于難降解有機(jī)物,且其部分中間產(chǎn)物具有極強(qiáng)的基因毒性,因此在其應(yīng)用過(guò)程中應(yīng)酌情使用[22].本文選用了 5,10,25μmol/L敵草隆進(jìn)行了藻類(lèi)滅活實(shí)驗(yàn).如圖4(a)所示,5 μmol/L的敵草隆在前 96h內(nèi)對(duì)藻細(xì)胞的生長(zhǎng)并無(wú)明顯抑制作用,而 10μmol/L和 25μmol/L的敵草隆在96h內(nèi)雖能抑制藻細(xì)胞的生長(zhǎng),仍無(wú)法有效去除藻細(xì)胞,但3組溶液在觀察過(guò)程中均已明顯變黃,說(shuō)明了其光合系統(tǒng)已遭破壞,細(xì)胞中葉綠素含量減少,且3組溶液在168h反應(yīng)時(shí)間結(jié)束后OD680分別驟降至0.0279、0.0223和0.0179.同樣,與硫酸銅相似,由于敵草隆本身不具有氧化性,所以溶液中的內(nèi)毒素含量與死亡細(xì)胞數(shù)目基本成正比,因此,經(jīng)敵草隆處理后的藻溶液中內(nèi)毒素含量也隨著反應(yīng)時(shí)間及敵草隆濃度的升高而升高,由圖4(b)可知,3組溶液內(nèi)毒素濃度在前96h增幅不大,由 55.30EU/mL分別增至 476.94,632.32,942.43EU/mL,然后隨著細(xì)胞死亡數(shù)據(jù)激增,168h時(shí)內(nèi)毒素濃度分別增至 1802.23,1788.11,1886.14EU/mL.

2.5 4種除藻劑的對(duì)比

現(xiàn)將次氯酸鈉、雙氧水、硫酸銅和敵草隆4種除藻劑在 168h(7d)時(shí)對(duì)銅綠微囊藻的抑制率及內(nèi)毒素的釋放進(jìn)行分析如表1所示.由表1可知,本實(shí)驗(yàn)所采用的4種除藻劑在1周內(nèi)均能高效的滅活水中的銅綠微囊藻,且當(dāng)采用較高濃度時(shí)對(duì)藻類(lèi)的抑制率均可達(dá)到 90%以上.這與其他參考文獻(xiàn)中的實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致[4,6],除藻劑能夠有效擬制藻細(xì)胞的光量子產(chǎn)率,進(jìn)而降低光捕獲能力并阻斷電子傳遞,最終造成藻細(xì)胞完全喪失光合作用能力,因此本研究中藻細(xì)胞與除藻劑接觸一段時(shí)間后逐漸死亡,OD680值降至0.02以下.

與此同時(shí),本研究所進(jìn)行的12組不同濃度除藻劑實(shí)驗(yàn)中,藻類(lèi)被滅活的過(guò)程均伴隨有不同濃度內(nèi)毒素的釋放,且隨著接觸時(shí)間的延長(zhǎng),內(nèi)毒素釋放的濃度越來(lái)越大.7d除藻實(shí)驗(yàn)中4種除藻劑造成內(nèi)毒素釋放的濃度在 732.30～1886.14EU/mL之間,均遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于控制樣在7d時(shí)釋放的內(nèi)毒素濃度(113.86EU/mL).這一結(jié)果可以歸結(jié)于2個(gè)原因：一是藻細(xì)胞在正常生長(zhǎng)過(guò)程中會(huì)向周?chē)w釋放內(nèi)毒素,如控制樣水中內(nèi)毒素濃度隨著時(shí)間延長(zhǎng)逐漸升高;二是除藻劑與藻細(xì)胞作用后,細(xì)胞壁破裂或細(xì)胞死亡裂解,從而不斷釋放內(nèi)毒素至周?chē)w中,且隨著除藻劑投加量增加,內(nèi)毒素釋放有上升趨勢(shì).本研究中內(nèi)毒素的釋放規(guī)律與其他文獻(xiàn)氧化劑除藻過(guò)程中藻毒素的釋放過(guò)程類(lèi)似[4,23],均是由于藻細(xì)胞破裂或裂解所致.

以上實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明在使用化學(xué)除藻劑滅藻過(guò)程中,即使水源水中藻類(lèi)已被除藻劑有效去除,因其除藻過(guò)程中釋放了大量的內(nèi)毒素,人們?nèi)圆荒苤苯优c含藻水源接觸,以避免因暴露于過(guò)量?jī)?nèi)毒素之下而引發(fā)病癥.

表1 168h時(shí)各除藻劑對(duì)銅綠微囊藻的抑制率和內(nèi)毒素的釋放情況Table 1 Inhibition rate of different algaecides on Microcystis aeruginosa and the release of endotoxin

3 結(jié)論

3.1 次氯酸鈉、雙氧水、硫酸銅及敵草隆等化學(xué)除藻劑在滅活藻類(lèi)的同時(shí)會(huì)伴隨有大量?jī)?nèi)毒素的釋放(732.30～1886.14EU/mL),遠(yuǎn)大于藻類(lèi)自然代謝產(chǎn)生的內(nèi)毒素(113.86EU/mL),嚴(yán)重危害著機(jī)體健康.

3.2 次氯酸鈉、雙氧水等具有氧化性的除藻劑在用量較大時(shí)能一定程度上降解部分內(nèi)毒素(7d時(shí)間分別釋放內(nèi)毒素852.03,944.84EU/mL),而硫酸銅、敵草隆等非氧化性的除藻劑則無(wú)法降解釋放的內(nèi)毒素(7d時(shí)間分別釋放內(nèi)毒素 1513.15,1886.14EU/mL).

3.3 人們應(yīng)避免與化學(xué)修復(fù)法處理的高藻水直接接觸,以減少內(nèi)毒素暴露風(fēng)險(xiǎn).

[1] Burford M A, Johnson S A, Cook A J, et al. Correlations between watershed and reservoir characteristics, and algal blooms insubtropical reservoirs [J]. Water Research, 2007,41(18)：4105-4114.

[2] 王 林,吳純德,倪木子,等.硅藻土強(qiáng)化混凝去除銅綠微囊藻的影響因素研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(1)：156-160.

[3] Li L, Gao N, Deng Y, et al. Characterization of intracellular &extracellular algae organic matters (AOM) of Microcystic aeruginosa and formation of AOM-associated disinfection byproducts and odor & taste compounds [J]. Water Research,2012,46(4)：1233-1240.

[4] Zhou S, Shao Y, Gao N, et al. Effects of different algaecides on the photosynthetic capacity, cell integrity and microcystin-LR release of Microcystis aeruginosa [J]. Science of the Total Environment, 2013,463：111-119.

[5] Jan?ula D, Mar?álek B. Critical review of actually available chemical compounds for prevention and management of cyanobacterial blooms [J]. Chemosphere, 2011,85(9)：1415-1422.

[6] 汪小雄,姜成春,朱 佳,等.臭氧滅活水中銅綠微囊藻影響因素研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2012,32(4)：653-658.

[7] He X, Zhang G, de la Cruz A A, et al. Degradation mechanism of cyanobacterial toxin cylindrospermopsin by hydroxyl radicals in homogeneous UV/H2O2process [J]. Environmental Science &Technology, 2014,48(8)：4495-4504.

[8] Anderson W B, Slawson R M, Mayfield C I. Review/Synthèse A review of drinking-water-associated endotoxin, including potential routes of human exposure [J]. Canadian Journal of Microbiology, 2002,48(7)：567-587.

[9] 張 燦,劉文君,張明露,等.水中細(xì)菌內(nèi)毒素污染特性及檢測(cè)方法研究進(jìn)展 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(4)：1597-1601.

[10] Parikh S J, Chorover J. Infrared spectroscopy studies of cation effects on lipopolysaccharides in aqueous solution [J]. Colloids &Surfaces B Biointerfaces, 2007,55(2)：241-250.

[11] 邵英光,李京華,魏桂林,等.內(nèi)毒素的去除策略 [J]. 廣州化學(xué),2003,28(2)：38-45.

[12] Elin R J, Wolff S M, McAdam K, et al. Properties of reference Escherichia coli endotoxin and its phthalylated derivative in humans [J]. Journal of Infectious Diseases, 1981,144(4)：329-336.

[13] Xue J, Zhang J, Xu B, et al. Endotoxins： The critical risk factor in reclaimed water via inhalation exposure [J]. Environmental Science & Technology, 2016,50(21)：11957-11964.

[14] 張 燦,劉文君,張明露,等.生活飲用水和瓶裝飲用水的細(xì)菌內(nèi)毒素活性調(diào)查 [J]. 中國(guó)給水排水, 2013,29(13)：47-52.

[15] Rapala J, Lahti K, R?s?nen L A, et al. Endotoxins associated with cyanobacteria and their removal during drinking water treatment[J]. Water Research, 2002,36(10)：2627-2635.

[16] Zhang C, Liu W, Wen S, et al. Endotoxin contamination and control in surface water sources and a drinking water treatment plant in Beijing, China [J]. Water Research, 2013,47(11)：3591-3599.

[17] Anderson W B, Mayfield C I, Dixon D G, et al. Endotoxin inactivation by selected drinking water treatment oxidants [J].Water Research, 2003,37(19)：4553.

[18] Anderson W B, Huck P M, Dixon D G, et al. Endotoxin Inactivation in Water by Using Medium-Pressure UV Lamps [J].Applied & Environmental Microbiology, 2003,69(5)：3002-3004.

[19] Qian H, Yu S, Sun Z, et al. Effects of copper sulfate, hydrogen peroxide and N-phenyl-2-naphthylamine on oxidative stress and the expression of genes involved photosynthesis and microcystin disposition in Microcystis aeruginosa [J]. Aquatic Toxicology,2010,99(3)：405-412.

[20] Gaikowski M P, Rach J J, Ramsay R T. Acute toxicity of hydrogen peroxide treatments to selected lifestages of cold-,cool-, and warmwater fish [J]. Aquaculture, 1999,178(3)：191-207.

[21] Verhoeven R L, Eloff J N. Effect of lethal concentrations of copper on the ultrastructure and growth of Microcystis [J].Proceedings-Southern African Electron Microscopy Society,1979,9：161-162.

[22] Giacomazzi S, Cochet N. Environmental impact of diuron transformation： a review [J]. Chemosphere, 2004,56(11)：1021-1032.

[23] Daly R I, Ho L, Brookes J D. Effect of chlorination on Microcystis aeruginosa cell integrity and subsequent microcystin release and degradation [J]. Environmental Science & Technology,2007,41： 4447-4453.