点击次数：145 发布时间：2010-3-24 10:34:33
1物理方法
1.1絮凝—沉淀法
混凝沉淀对去除溶解性藻毒素作用较小，但改进后的絮凝—沉淀法是一种比较有效的去除水体中藻毒素的方法。戎文磊等人的研究表明，经生物砂滤和加氯氧化后能有效降解水中溶解性藻毒素含量，去除率平均达63％左右[4]。Grutzmacher[5] 精密电主轴
等人的研究也说明慢滤技术也能有效去除饮用水中细胞内毒素。 同样，肖兴富等用加压气浮技术向水体中释放多功能微气泡, 将水体中的藻类进行了直接回收试验, 也取得了很好的效果。[6] 活性炭吸附是目前研究最多的一种物理去除微囊藻毒素的方法，常用的活性炭滤料为：粉末活性炭（PAC）和颗粒活性炭（GAC）。多数研究表明，PAC和GAC均可有效且 快速（接触时间30 min）地去除水中的藻毒素。贾瑞宝等的研究表明，当活性炭投量增加至40 mg•L-1时，水样中已检测不到微囊藻毒素了[7]。朱光灿和吕锡武等[8]采用生物活性炭深度处理工艺去除饮用水中微囊藻毒素的研究显示，当HRT为卡门涡街效应1.5h时，CODMn和UV254的去除率分别为55.3％和35.1％，MC-RR、MC-YR和MC-LR的去除率分别为60.57％、63.30％、68.79％。尽管活性炭可有效去除微囊藻毒素,但水中存在的其它有机污染物也会被吸附到活性炭表面,降低了活性炭的使用寿命。频繁的更换和再生使得活性炭吸附法运行费用昂贵。
除了活性炭外，粘土矿物和碳纳米管对微囊藻毒素也有一定的吸附作用。闫海等研究了不同粘土矿物和碳纳米管（CNTs） 吸附去除水体中微囊藻毒素的作用. 结果表明CNTs的吸附效率与外径有关，外径2~10nm的CNTs对MCS 的吸附能力较强，在MC-RR和MC-LR的初始浓度分别为21.5 和9.6 mg·L-1时,尽管高岭土和海泡石等粘土矿物对MCs 有一定的吸附能力,但吸附量分别低于4.0 和2.0mg·g-1 . 与测试的不同粘土矿物相比, CNTs吸附MC-RR 和LR 量分别达到了14.8和5.9mg·g-1 ,是其它粘土矿物吸附量的5倍左右[9]。赵亮等研究了氧化硅对MR-LR和MR-LA的等温吸附行为，结果表明氧化硅对MR-LR 和MR-LA 有着良好的吸附作用,吸附率随氧化硅含量的增加而提高;同等条件下,氧化硅对分子质量
电子墨水较低的MC-LA具有明显的吸附倾向性;氧化硅的吸附能力不仅依赖于其突出的微观结构,分布于表面上的大量化学“活性”基团——“自由振动”羟基在吸附过程中同样发挥着相当重要的作用。[10]
1.3膜滤
超滤、反渗透和钠滤对藻毒素处理有良好的效果。超滤对藻毒素的去除效果可达98 % ,反渗透能达到99.6% ,钠滤膜可完全截留水中的藻毒素[11] 。Margarida Ribau Teixeira等的研究表明钠滤是一种很有效的去除水中MCs的方法，它能去除水中MCs的所有变种，不管这些变种性质如何。研究中选取的所有的变种（MC-LR、MC-LY、MC-LF）几乎都能被完全去除（＞97%）[12]。但膜技术的处理成本非常高,所以只有少数发达国家才能进行小范围的应用。
1.4 超声波作用
超声波放射是一种有效的降解溶解在水中的微囊藻毒素的方法，可近似认为是一级动力学反应[13]。Bozhi Ma等的研究表明超声波降解微囊藻毒素的最佳频率为150Hz，在这种条件下反应20分钟，微囊藻毒素的降解率可达到70% 。
2不粘胶化学方法
2.1光降解和光催化氧化
溶解在水中的微囊藻毒素表现出极为稳定的特性, 能够在高于300 ℃高温的条件下不被破坏。但是, 微囊藻毒素在素或者腐殖质物质存在的环境下, 可以被光降解[14]。Piotr Gajdek[15] 等人的试验结果表明在起始藻毒素浓度为250mg•L-1 , 紫外光强度为6μEcm- 2s - 1时, 藻毒素降解速率最快, 60min后降解率为25 %。Iain Liu[16]台历架等研究了在起始蓝藻毒素浓度为1mg•L-1 的水溶液中, 加入1% TiO2 光催化剂, 光照30min后 , 水溶液中蓝藻毒素降解率达99%；当加入1% TiO2 和1% H2O2 时, 光照5min后的降解率高达99.6 %。Shephard GS 等人还根据光催化原理制作出了由充氧设备、紫外线照射、TiO2 光催化剂等部分组成的光催化反应器[17]。TiO2 （0～5g• L-1） 受紫外线照射后,可以很快降解溶于蒸馏水中的藻毒素,降解反应属一级反应动力学,半衰期小于5 min。Baoling Yuan等的研究则表明在TiO2光催化反应中加入高铁酸盐能显著提高MCs的降解效率。0.08 mmol•L -1Fe（VI）可以将效率提高到100%，Fe（VI）/UV/TiO2系统的效率是Fe（III）/UV/TiO2系统的3.5倍，是UV/TiO2系统的5.4倍。[18]
2.2臭氧氧化
臭氧氧化技术被认为是21世纪最有前途的水处理技术之一，由于臭氧具有强氧化性，目前已被广泛应用在氧化助凝、除嗅、去除微量有机污染物、藻毒素等方面，并取得了较好的效果。朱光灿和何吕锡武等研究了紫外-微臭氧工艺降解微囊藻毒素（MCs）的动力学过程与特性．结果表明：MC-RR，MC-YR和MC-LR三种MC在紫外-微臭氧反应器中的降解过程为一级动力学反应，半降解时间分别为74.5，32.2和24.2min。[19] Rositano J 等在一定的溶解有机碳（dissolved organic carbon , DOC） 、NOM、pH 下,对微囊藻毒素- LR浓度为20μg• L-1 的水样通臭氧5min ,发现保持残余臭氧浓度在0. 06mg• L-1 以上就检测不到剩余藻毒素的存在[20]。但臭氧氧化过程也有一定的缺陷，主要表现在有机物矿化度较低、生成的小分子有机物可同化有机碳类成为醛类物质；在溴离子存在时，臭氧可氧化Br-为溴化有机副产物，其中的溴酸盐是基因毒性致癌诱变物。[21]
2.3 电化学降解
电化学方法电解出的活性Cl-能直接有效地去除水体中的MCs。Hong-Xing Shi等人发现在电流强度为8.89 mA•cm-2，20℃ ，pH 7.0的条件下，电解15分钟，12.58 mg•L-1
MC-RR 、8.29 mg•L-1 MC-LR和1.85 mM Cl-可以同时被降解。MCs的去除率随Cl-浓度的增加和电流强度的增大而增加，但随MCs的初始浓度和水溶液中初始pH值的增加而减小，Cl-缺乏时只有少量的MCs由于阳极氧化被降解，大量的完全降解需要在Cl-存在下通过电解获得。[22]
3生物方法
天然水体中存在能有效降解微囊藻毒素的微生物, 它们可以通过改变藻毒素的侧链活性氨基酸基团（Adda） 的结构或打开环状结构来降低其毒性,但过程比较缓慢。目前针对可降解MCs的微生物的研究已成为热点问题，同时由于可控性差、实验周期长又使得这方面的研究成为难点。Takenaka 和Watanabe[23] 发现从天然水体中分离出的铜绿假单胞菌对藻毒素有降解能力, 在初始浓度为50mg•L-1 时, 20d 后的去除率可达90 %以上。Park等从一富营养化严重的湖泊中分离出Y2 细菌（ S phingomonas 的一种或类似它的一未知菌） ,它对MC-RR 和MC-LR 的最大降解速率分别为每天13和5.4mg•L-1[24]鼠尾粟。Lionel Ho等在使用圆柱形生物砂滤池处理微囊藻毒素时，发现四天后的出水中就检测不到微囊藻毒素的存在，从砂滤上提取出的生物膜中含有mlrA基因，这种基因表明该系统对微囊藻毒素的
去除主要是生物降解作用[25]。我国的闫海等人从滇池底泥中筛选出了能够降解MC-RR 和MC-LR 的微生物菌种D，在3 天内可将初始浓度分别为60.1 mg·L-1和38.7 mg·L-1的MC-RR和MC-LR全部降解,日均降解MC-RR 和LR 的速率分别高达20.0 mg·L-1和12.9 mg·L-1 [26] 。赵传鹏等人也从太湖梅梁湾水域上分离出1株对MC-LR具有较强降解作用的溶藻细菌. 在MC-LR起始质量浓度为2.642μg•L-1时,该细菌对MC-LR作用18.36h和72 h后的降解率分别为14.2%、51.3%和100.0%[27]。
