紫外线和臭氧连续降解饮用水中微囊藻毒素LR
刘晓伟1，陈忠林1，周楠2，沈吉敏1，叶苗苗1
1。城市水资源与水环境国家重点实验室，哈尔滨工业大学，哈尔滨150090，中国。电子邮件：whut348@tom.com
2。北京市市政工程设计研究总院，北京100082，中国
2009年9月02日收到；2009年11月02日订正；2009年12月21日接受
摘 要
蓝藻产生的微囊藻毒素（MCs）是一种强力肝毒素，它被归类为可能致癌物。MCs通过污染饮用水和地表水对人类健康造成相当大的威胁。本文取自中国哈尔滨某水厂的滤后水，并添加从铜绿微囊藻毒渣中提取的微囊藻毒素LR（MC-LR）。加标水样采用连续使用紫外光和臭氧（UV/O 3）的方法来处理，然后与水处理厂中的一般剂量范围内的臭氧氧化方式（O3）、254 nm紫外光照射方式（UV）、以及紫外光和臭氧氧化分别进行的方式（UV O 3）进行比较。使用高性能液相色谱分析毒素残留，并用2A型蛋白磷酸酶测定毒性的降低程度。结果表明，与其他三过程（O3、UV、UV O3）相比，UV/ O 3工艺能有效降低MC-LC 的浓度和毒性。在同时进行5分钟紫外线照射以及5分钟臭氧氧化后，浓度从100mu;g/L降到0.2mg/L（低于1mu;g/L），然而想要浓度低于0.1mu;g/L，必需有0.5mg/L的臭氧剂量。在现有的处理步骤上加入UV会引起污染物明显转化，而天然有机物分解后能够抑制臭氧分解，从而稳定剩余臭氧。这些研究结果表明，连续使用紫外线和臭氧或许是一种比较合适的方法用来除去饮用水中潜在的有害毒素。
关键词：微囊藻毒素；臭氧；紫外线照射；毒性；2A型蛋白磷酸酶抑制测定
DOI: 10.1016/S1001-0742(09)60336-3
简介
人类活动导致的淡水和微咸水的富营养化增加了蓝藻水华的发生和强度。蓝藻可以产生一批强有力的肝毒素和神经毒素，其中对人类健康构成最大威胁的是藻毒素。研究发现水中藻毒素最常见的类型是微囊藻毒素（MCS），其中铜绿微囊藻毒素LR（MC-LR）一直被视为最常见的变异类型。世界卫生组织发布的饮用水中MC-LR临时浓度标准为1mu;g/L（WHO，2004）。MCS是环状多肽物质，其生物活性的重要组成部分之一是（3-氨基酸-9-甲氧基-2,6,8-三甲基-10-苯基癸4,6-二烯酸）（Carmichael and An，2006）。MCS很容易进入肝细胞，抑制蛋白磷酸酶活性，造成急性中毒，肝脏血液淤积导致失血性休克。流行病学资料显示，在中国，长期存在于水中的微量藻毒素导致肝癌的发病率高（Yu，1989, 1995；Uenoet al.，1996）。由于水域范围很广，因此找到一个可靠的去除毒素的方法，在国际水领域具有重要的意义。
MCS是稳定的化合物，在水中相对持久（Harada et al.，1996）。虽然太阳辐射和细菌在自然环境下可能会降解MCS，但一般来说都有几天或几周的滞后期（Harada et al，1996）。活性炭可以用来去除MCS，但它需要大量的碳，孔隙的缺乏使之不能吸附大量的MCS（Lee
and Walker，2006）。化学氧化剂，例如通常应用在饮用水处理中臭氧和氯，已经被证实不能很好地去除溶解在原水中的微囊藻毒素。正是由于其他底物争相消耗氧化剂，从而导致氧化剂含量低或无氧化剂残留（Brooke et al.，2006；Hoeger et al.，2002；Rositano et al.，2001）。另一方面，臭氧和氯溴形成次溴酸和溴酸盐，除非使用低剂量，否则还会有溴酸盐的副产物（只有臭氧）。MCS最大吸收的紫外光（238 nm）可导致分子异构化（光敏反应）从而快速降解MCs，这是由于色素或腐殖物质的存在（Kaya and Sano，1998；Tsuji et al，1995），使得衍生物的毒性低从而很容易进行生物降解。然而，分解大量微囊藻毒素需要高强度的紫外线辐射（Tsuji et al.，1995）毒性较低但被破坏的同分异构体可能ADDA异构化导致原有结构的可逆性（Kaya and Sano，1998）。也就是说，无论是臭氧还是紫外线在鼎盛期或在高有机负荷下单独使用是足够的（Shephard et al.，1998）。，有TiO 时进行紫外光解（Lawton et al，1999）是一种先进的氧化过程（AOP），结果显示在适当的条件下，MC-LR很容易被氧化降解为无毒产物，但在实践应用之前需要解决TiO 2粉末的回收问题。此外，很少有人用不同的方式来处理污染饮用水中MC-LR的毒性。因此，有必要搞清楚通过高效液相色谱法（HPLC）检测的微囊藻毒素数量的减少和处理前后的水样毒性的减少是否有关。
水中的光敏剂，如腐殖酸物质和藻蓝蛋白，可能在微囊藻毒素的光敏相变中发挥积极作用（Welker and Steinberg，1999； Tsuji et al.，1994；Robertson et al，1999；Nicholson和heresztyn，1999），臭氧对于破坏蓝藻和消除依赖于水质的微囊藻毒素最有效。研究中发现，与O 3、UV、UV O 3过程相比，紫外线照射和臭氧氧化过程连续使用（UV/ O 3）对毒素降解更有效。我们的目的是，通过紫外线和臭氧的连续使用来测试在低剂量的臭氧和紫外线照射情况下，能否更有效的处理毒素。计算结果显示，高效液相色谱法测定的MC-LR的减少量等于蛋白磷酸酶抑制作用导致的毒性减少量。
材料与方法
1.1毒素纯化与毒素标准
MC-LR是从实验室80%甲醇溶液培养的铜绿微囊藻（V／V）中萃取，然后用反相闪蒸色谱和制备液相色谱法提取。程序提取和分析的细节是由Nicholson和heresztyn（1999）提供。ALEXIS制定MC-LR标准（alx-350-012 ，瑞士）。
1.2紫外线辐射和臭氧氧化过程
实验是在一个圆柱形耐热玻璃批量反应器中进行（总体积1.5 L，内径 6厘米）。初始pH值通过加入NaOH或HClO 4来调整。需要臭氧时，臭氧被送入臭氧反应器。采用靛蓝分光光度法测定水溶液中残余臭氧浓度（ Bader和Hoigne，1981）。在水厂滤后水中添加100mu;g/L的MC-LR作为水样。取1L水样，放入圆柱管道，通过功率为2L/min的mp-20r磁力泵（上海锡山泵业有限公司，中国）循环流动。100mu;g/L MC-LR代表水处理混凝砂过滤过程中一个最坏的情况。取一个10 W低压紫外线灯（gph212t5l / 4，海宁光亚照明电器有限公司，中国）浸没在液体中以作为紫外辐射源。撞击反应溶液表面的平均光强为2.6 mW／cm 2。所有的实验都做2-3次，并对数据取平均数。除非另有说明，标准偏差通常都在5%以内。
1.3固相萃取及高效液相色谱分析
提取50ml水样，使用SEP PAK C18盒（3CC/ 60mg，Waters, USA）将其浓缩至1ml。通过高效液相色谱测定MCs浓度（Model 2690, Waters, USA）配备有光电二极管阵列（PDA）、探测器系统（Model
2998, Waters, USA）和ODS柱（4.6times;150mm，艾杰尔科技有限公司，美国）。PDA检测器设置在210 - 350 nm之间，色谱在238 nm处检测并整合。应用一个等度流动相（甲醇：0.1%三氟乙酸水溶液，60:40，v/v）。流量固定在1ml/min。注样体积为100mu;,柱的温度保持在35°C.
1.4液相色谱/质谱分析
使用配有电喷射离子化（ESI）源的液相色谱/质谱测定法找出光解中间体（LC/MS, Finigan LCQ DEXP MAX）。至于LC环境，甲醇：0.01%，三氟乙酸为61:39（V/V）作为流动相，流速设定为0.2ml/min,带有一个分离VP ODS柱（4.6times;250毫米，岛津，日本）。记录了40～1500 m/z质量范围内正、负模的全质谱。使用以下操作参数：毛细管电压 4 keV，毛细管温度548 K，干燥气体加热器温度623 K，时间停留5 ms。
1.5蛋白磷酸酶抑制试验
采用的方法是由Nicholson和heresztyn描述的比色法（1999）使用苯基磷酸盐作为基板。在带有PP2A酶催化亚基（Promega公司，美国）的96孔板中测定微囊藻毒素-LR标准和简单处理过的水样（Sarstedt，澳大利亚）。在Dynex MRX-II酶标仪（Dynex技术，美国）上孵化基板并在400 nm波长处读取数据（参照630 nm波长）。
1.6三维荧光光谱
三维荧光光谱由Jasco荧光计测定（FP-6500，Jasco，日本），氙灯作为激发源。EEM光谱收集一系列的在一定激发波长范围内的发射光谱，在这个实验中，EEM光谱收集随后扫描的300到500 nm之间的发射光谱（在2 nm处增量），呈现240到400 nm之间不同的激发波长（在5 nm处增量）。用谱相减法去除拉曼散射引起的空白谱。该设备每次分析之前自动清零。此外，该设备还测量水的拉曼信号（激发波长为348 nm，发射波长为395～400 nm），以作为日常质量控制分析。
2结果与讨论
2.1水质参数
水质的过滤参数列举在表1中。过滤后的水含有较高的DOC水平和高有机共轭材料，用特定的紫外吸光度值（SUVA）表示。三维荧光光谱显示两个明显的峰（图1），即极大值/ EM 240–260/420–450 nm和290–330/400–440 nm。两峰对应的腐殖酸结构分别为A型（EX / EM：260/450 nm）和C型（EX / EM：330/450 nm）（科布尔，1996）C型荧光强度比A型弱，这表明天然有机物（NOM）大部分组分是由低分子量的黄腐酸组成。一种解释是，凝结过程可以去除有机物大部分的带有高表观分子量的组分（gt; 1500 Da）（Vilge Ritter等人，1999）。碱性物质，如碳酸钙，已作为羟基自由基链反应形成的自由基的清除剂（韦斯特霍夫，1995）。过滤水中碱度过低时，将不利于残留臭氧的稳定。
表1 过滤水质量
|
属性 |
范围 |
|
pH UV 254 (cm minus;1 ) SUVA (L/(m·mg)) DOC (mg/L) 碱度 (mg/L as CaCO 3 ) |
7–7.6 0.04–0.09 1.23–1.68 3.2–4.7 32–45 |
Em波长
EX波长
Em波长 Em波长
图1 紫外线照射前（a）后 ( b ) 天然有机物（NOM）组分的三维光谱
2.2臭氧消耗
众所周知，有机物和水的碱度可以影响臭氧溶液中的持久性（westerho，1995），据报告，残余臭氧的存在对于微囊藻毒素的去除是必要的（Rositano et al.，1996）。以前的调查（westerho，1995）表明，高浓度碳酸盐溶液抑制臭氧分解。这是因为碳酸根离子能够清除羟自由基。这降低了臭氧分解速率，并在一定时间内造成较高的臭氧残留。因此本研究我们期望过滤水的O 3的残量比MilliQ水（碱性和有机自由）更低，因为它们在水质参数上存在差异。对比观察臭氧消耗曲线之间的测试水域（图2）。过滤后的水与臭氧反应比MilliQ水更为活跃，这是由于其具有较高的DOC含量和低碱度。这表明滤后水能更快的发生氧化反应，并能够维持较低的自由残余臭氧量，这意味着对臭氧剂要求很高。
过滤水
MiliQ水
臭氧残余（mg/l）
接触时间（min）
图2 MilliQ水和过滤水的动态臭氧衰减。
MilliQ水 臭氧
过滤水 臭氧
MilliQ水 紫外光
过滤水 紫外光
MC-LR剩余量（%）
反应时间（分钟）
图4 不同水环境下使用高效液相色谱法检测的
臭氧氧化和紫外线对微囊藻毒素去除率的影响。
MC-LR剩余量（%）
反应时间（分钟）
图3 臭氧（O3），紫外线（UV）和紫外线联合臭氧
（紫外 O3）对于微囊藻毒素的降解和解毒的效率
2.3去除毒素和降低毒性
采用高效液相色谱和PP2A进行毒素分析，结果如图3所示。高效液相色谱结果与PP2A的结果就臭氧氧化过程而言有很好的相关性，但这两种检测结果在紫外光照过程中存在偏差，UV O3过程中也出现类似的情况，例如在UV过程中发现，反应过程超过5分钟。
在臭氧氧化过程中，用1.0mg/L的臭氧氧化过滤水超过5分钟之后，只有50%的MC-LR浓度被去除。相比之下MilliQ水几乎完全去除（图4），说明有竞争反应的发生。在水中，臭氧水可以直接与溶解的物质发生反应，或者分解后形成二氧化剂，
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