藻**
一、 藻**的结构、种类及性质
藻**的种类很多，主要分肝**、神经**、脂多糖**三类。其中肝**又分为微囊藻**（Microcrystin）和节球藻**（Nodularin）此类***强。目前水体中*普遍造成污染的就是微囊藻**简称MC。MC是蓝藻的某些品种或品系中产生的次生代谢物，系单环肽肝**分子量较大（800～1100），其基本结构为环状（D–丙氨酸–L–X–赤–B–甲基–D–异天冬氨酸–C–L–ADDA–D–异谷氨酸–N–甲基氢丙氨酸）如图所示
微囊藻**MC–LR和MC–RR的结构式
图中所示的ADDA（3–氨基–9–甲氧基–2，6、8–**基–10–苯基–4，6–二烯酸）是表达藻**生物活性的必须基团，ADDA氨基酸的共轭立体结构会影响其毒性；两种可变的L–氨基酸（X和Y）的不同以及其它氨基酸的甲基化/去甲基化产生的差异，可以衍生出不同的异构体，目前以发现70多种微囊藻**，其中存在较普遍、含量较多、毒性较大的是MCLR、MCYR、MCRR，L、R、Y分别代表亮氨酸、精氨酸、酪氨酸。
由于环状结构和间隔双键的存在，MC在水中非常稳定，不挥发，抗pH变化，易溶于水，在水中的溶解度达1000mg/L以上。不易被吸附于颗粒悬浮物或沉积物中。MC在几种常见的酶，如胃蛋白酶、胰凝乳蛋白酶中不水解。在去离子水中可在较长一段时间内（27天）仍保持稳定。MC具有良好的热稳定性，加热到300℃仍不被破坏，甚至在高压**锅120℃条件下高压**30min仍不分解。干燥的MC在室温下可完好保存数年。
MC分子结构中含有羟基、氨基和酰氨基，所以在不同pH条件下，MC有不同的离子化倾向。例如MCLR在pH＜2.09时净电荷为正一价，2.09＜pH＜2.19时净电荷为零，2.19＜pH12.48时净电荷为负一价，pH＞12.48时净电荷为负二价。MCLR的正辛醇/水分配系数（㏒Dow）从pH值为1的2.18到pH值为10的–1.76。因此在暴发水华时的高pH＞8条件下，MC的生物富集效应较小，同时，MC分子的ADDA基团有了B、r双键易被氧化生物降解。在光照和色素存在时可发生分解。
二、 藻**产生的机理
藻类产生MC的原因及其控制因素是目前研究的热点之一。尽管目前还不能确定蓝藻为什么会产生**，但藻**的生理作用是进化和自我保护需要已达成共识。关于MC的产生机理主要有以下两种观点：一是环境因子影响或改变毒性。另一种是基因决定，既微囊藻分有毒株和无毒株两种。
影响微囊藻**合成的环境因子较多，主要的有光照、温度、pH值和营养元素等。Vanderwesthuinzen等认为温度和光照对**均有影响，但温度的作用更大。他们发现Maeruginosa Uv–006株在不同温度时毒性表现不同，3种**的含量也不同，温度不改变**结构，但改变**浓度。Utkllen发现温度在高强光下对**的产生几乎无影响，而在低光强下温度才会影响**的产生。因此，他认为光能是**产生的一个重要限制因子，甚至是**的因子，究竟那个因子起主导作用。目前并无一致的看法，而在营养盐中，不同种类的营养盐作用不一，氮和碳影响不明显，磷的影响明显。微量元素中AL、Cd、Cr、Cu、Mn、Na和Su对**产生无影响，而Fe和Zn影响极明显。这些环境因子主要通过作用于细胞分裂速度而控制**的产生，而不是直接作用于**产生的代谢途径，而且细胞分裂速度和**产生率之间存在一定的线性相关关系。
持**基因决定论者认为，微囊藻有毒株（ToxicStrains）和无毒株（NontoxicStrains）具有不同的基因其毒性是遗传决定的，而且微囊藻有毒株和无毒株的遗传差异在于是否存在一种或几种编码**合成酶的基因。微囊藻**的合成可能是受到基因直接调控的多肽合成酶影响而间接受到基因的调控。环境因子则通过铜绿微囊藻染色体中分离出了产生微囊藻**的DNA片段Mcy。发现凡是能够产生藻**的藻种都含有Mcy基因。藻**的合成由它控制，并由肽合成酶复合体催化合成，但不产生藻**的藻种有的也含有Mcy基因，说明环境因子的改变可以调节和控制基因的表达。
无论基因决定论和环境决定论都不是孤立的，实际上它们是相互联系相互作用的。虽然遗传因子在毒藻产生**时有重要的直接生理控制作用，但环境因子可以在具体条件下直接影响基因的表达从而间接控制产毒特性。无毒藻株在一定环境条件下可以产生基因突变转化为产毒株。产毒藻在一定环境条件下也可不产生**。
三、藻**在水体中的变化迁移规律
微囊藻**一般产生并存在于蓝藻细胞内，当藻细胞衰老、死亡和破裂时，才会释放到水体中。
微囊藻的纯培养中，其毒性值变化的大致规律是；在对数生长期，MC主要存在于细胞内，浓度逐渐增大，在对数生长后期。MCRR、MCYR和MCLR含量均达到*大值，且MCRR增加量*多，达到*大生长后，总**水平继续增加，但发生了再分布。大量的MC出现于细胞外环境中，进入稳定期后，细胞外**均开始下降；藻类达到*大水平并发生自溶，大部分的MC释放于环境中。此时存在于固型物（包括藻和其它微生物）中的藻**量与存在于水中的藻**量呈反向变化关系。
另有实验研究表明，在蓝藻对数生长期内，水中溶解性**仅占总量的10～20%。自然界中水华暴发时，若无溶藻剂或其它影响使其迅速溶解，水体中的藻**含量多在0.1～10ug/L，细胞内**则会高出几个数量级。
张维昊等系统研究了自然水体中藻**归趣，发现光降解是自然水体中藻**降低的主要原因，同时微生物、生物积累、颗粒物吸附也是藻**维持低浓度的原因。蓝藻细胞内**在日光照射下可以改变侧链ADDA的双键异结构而使其毒性明显降低，半衰期约为10d，但纯微囊藻**在日光照射下却是稳定的，环境水体中水溶性细胞色素和腐殖质等光敏剂的存在，可提高光解速率。
生物降解也是MC转化的主要途径。MC化学性质稳定，不易被真核生物和**肽酶分解，但由于MC分子的ADDA基团有不饱和双键能被天然水体中某些特殊**降解。金丽娜等在MC提取液中加入滇池底泥5～7d后MC完全消失。Cousins等发现在天然水体中的MCLR于1周内大部分降解，而在去离子水中则可稳定27天以上，**天然水则12d，上述研究表明，释放至水体中的MC可以在光照和微生物的作用下逐渐降解，但这一过程较缓慢，一般持续数天至数周。
蓝藻细胞产生的藻**在释放天然水体后，由于大量水体的稀释作用以及光照和微生物的降解作用，使其在天然水体中一般维持较低浓度，但严重的大面积水华发生后会使水体中的藻**浓度大幅上升，从而威胁饮用水**。
一、 藻**的危害
对MC的研究之所以受重视是与它们的危害分不开的。目前的研究表明微囊藻**作用的靶器官为肝脏，它能作用于肝脏的两种细胞，即肝细胞和肝巨噬细胞，具有较高的细胞选择性和专一生物活性。
微囊藻**进入肝细胞后，能强烈抑制蛋白磷PP1和PP2A的活性，相应地增强了蛋白酶的活性。导致细胞内多种蛋白质的过磷酸化，打破了细胞内蛋白磷酸化/脱磷酸化的平衡，并通过细胞信号系统进一步放大这种生化效应。改变了多种酶的活性，造成了细胞内一系列生理生化反应的紊乱，从而引起肝细胞骨架破坏，导致肝脏出血坏死*终引起死亡。
微囊藻**还能作用于肝巨噬细胞，诱导白细胞素1（1L–1）的产生。1L–1再诱导引起急性炎症的物质。如前列腺素、血栓素及肿瘤坏死因子（TNF–￡）。这些物质导致了肝损伤和坏死。此外，MC还是一种潜在的肿瘤促进剂，它通过影响细胞间隙通讯和信号传导等遗传外过程而诱发肿瘤。Rao报道MCLR可导致体外培养的原代肝细胞DNA损伤。
动物通过直接接触或饮用含有MC的水会出现腹泻、呕吐、乏力、呼吸急促、厌食、口眼分泌物增多等症状，甚至病理病变导致肝脏肿大出血或坏死，并呼吸阻塞而死亡。人体直接接触含有**的水（如游泳、划船等），会引起急性胃肠炎、长期饮用会引起肝癌等**。（流行病学调查发现：原发性肝癌的发生率与饮用水中藻**含量呈正相关。已有研究表明，藻**对肿瘤有促进作用，藻**的长期慢性毒性效应严重威胁水体周围地区的人们的身体健康。
二、 藻**的去除方法
1、 常规处理工艺：
目前水处理过程的常规处理工艺对MC的去除是非常有限的。戎文磊等实验研究表明，常规的混凝沉淀仅能去除少部分藻细胞内**，而对溶解性胞外**去除较小，加上后续过滤的截留和生物降解作用。水中总藻**的去除率仅能达到30%左右。
2、 活性炭吸附技术
活性炭在水厂的*初应用的目的是为了去除水中色、味、嗅等。上个世纪70年代以来，随着水源污染的日益严重以及**副产物（DBPs）的检出，研究人员发现活性炭对饮用水源中的酚类、农药、**副产物及其前体物质等又有很好的去除效果。因此该技术在水处理中得到了普遍应用，且有逐年递增趋势。
颗粒活性炭（GAC）过滤能够有效去除蓝藻产生的MC。粉末活性炭（PAC）能去除藻**，但MC的去除效果依赖于PAC的透加量。要去除MCRR和MCLR，PAC的投加量可高达800mg/L。（一般PAC的投加范围1～100mg/L）
活性炭可成功用于MC的去除，但在常规的水处理工艺受吸附竞争的影响其性能会降低。另外，MC吸附到活性炭的几率不明确，它有可能被活性炭表面的生物膜降解而表现出**性。
3、 反渗透（RO）和膜滤
由于MC的分子量在1000左右，所以可以认为MC被RO截留下来，研究发现RO对MCLR和MCRR的截留率大于95%。另外两种膜过滤对MC也有很好的去除效果，超滤对MC的去除达98%，纳滤可完全去除水中MC。
4、 高锰酸盐
高锰酸盐作为一种强氧化剂能氧化大量有机化合物，其对有机物分子中多键功能团的破坏能力非常强，甚至可以分裂苯环。在与MC水溶液作用时，它可以破坏MC分子中的ADDA上的不饱和双键。因此，在消除MC毒性方面是十分有效的。
Rostunt等人的研究表明，1mg/L的高锰酸钾30min内可以去除浓度200ug/L的溶液中95%MCLR。
5、 臭氧（O3）
臭氧作为一种强氧化剂被广泛应用于饮用水处理中。它可以通过与有机物双键的迅速氧化生成羰基化合物。当O3作用于MC时，MC中ADDA上的双键被氧化打开而使其毒性消失。（早期的研究表明，1mg/L的O3对浓度60ug/L的MC溶液去除效果可达100%。）
6、 光降解及光催化氧化
光照充足时，MC可进行缓慢的化学降解或异构化。蓝藻细胞内**在日光照射下，可以改变侧链ADDA双键异构体而使其毒性明显降低（半衰期约10d），而当微囊藻**暴露在*大紫外吸收波长（238～254nm）时，则降解较快（半衰期在数分钟内）。天然水体中MCLR在太阳光下的降解速率取决于水溶液的光密度。）
光催化氧化是比光降解更为有效的降解藻**的方法。
7、生物降解技术
天然水体中的某些**对MC的去除发挥着重要的作用。MCLR经生物降解后，其ADDA侧键的共轭双键被破坏，从而证明ADDA的侧键是生物降解的有效攻击靶位。正是由于其结构的变化才导致MCLR毒性的降低和衰失。
朱光灿等人用三阶生物膜反应器预处理含有MC的富营养化湖水，停留时间2h，藻类的去除率大于90%，细胞外MCLR和MCRR的去除率分别达到86.7%和81.7%。总MCLR和MCRR的去除率分别达到77.5%和80.5%。
