饮用水中微囊藻毒素处理工艺
Advances in Environmental Protection 环境保护前沿, 2020, 10(2), 282-289
Published Online April 2020 in Hans. https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/journal/aep
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.12677/aep.2020.102032
Treatment Process of Microcystin in
Drinking Water
Siqi Shi, Jianhua Li
College of Environment Science and Engineer, Tongji University, Shanghai
Received: Mar. 28th, 2020; accepted: Apr. 22nd, 2020; published: Apr. 29th, 2020
Abstract
The eutrophication has led to the increasing popularity of freshwater cyanobacteria blooms. The concentration of algae toxin in water increases rapidly with the proliferation of cyanobacteria.
Microcystin (MCs) is a strong hepatotoxin and has carcinogenicity, which attracted widespread attention. In this article, author mainly introduced the research on the removal of intracellular and extracellular (lysed) algal toxins, introduced the process of removal of algal toxins from three aspects of physical methods, chemistry, and biology. This passage also summarizes the current treatment process simply and introduces the outlook.
Keywords
Algal Toxins, Microcystin, Degradation, Intracellularalgal Toxins, Extracellular (Lysed)
Algal Toxins
饮用水中微囊藻毒素处理工艺
石思琦，李建华
同济大学环境科学与工程学院，上海
收稿日期：2020年3月28日；录用日期：2020年4月22日；发布日期：2020年4月29日
摘要
水体富营养化导致淡水蓝藻水华爆发日趋普遍。水体中藻毒素含量随蓝藻的大量增殖而快速升高，其中微囊藻毒素(MCs)是强烈的肝毒素，具有致癌性而引起广泛关注。文中主要介绍了去除胞内和胞外(溶解)藻毒素的相关研究，从物理方法、化学、生物三个方面介绍藻毒素去除工艺，并对目前的处理工艺进行
石思琦，李建华简单的归纳和展望。
关键词
藻毒素，微囊藻毒素，降解，胞外藻毒素，胞内藻毒素
Copyright ? 2020 by author(s) and Hans Publishers Inc.
This work is licensed under the Creative Commons Attribution International License (CC BY 4.0).
https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/licenses/by/4.0/
1. 藻毒素的介绍
据联合国环境规划署的调查，全球30%~40%的湖泊和水库遭受了富营养化的影响[1]。水体富营养化导致淡水蓝藻水华爆发日趋普遍。蓝藻水华带来的主要危害是在有毒蓝藻细胞破裂后向水体中释放多种不同类型的藻毒素。淡水中引起水华的藻类主要是蓝藻门的微囊藻属、鱼腥藻属、束丝藻属和颤藻属。它们都能产生藻毒素，其中分布广、危害大的是微囊藻毒素(Microcystins，以下简称MC) [2]。历史上因为藻毒素发生的重大事件有很多，其中最为严重的一件是1996年巴西Carurau透析中心的致命MC中毒事件。该事件中经确认有52人因为MC污染了肾透析水而造成死亡[3]。
微囊藻毒素是一类含有环状七肽结构的毒性物质，其分子结构[4]如图1所示微囊藻毒素的一般结构为D-丙氨酸-L-X-赤-β-甲基D-异天冬氨酸-L-Z-Adda-D-异谷氨酸-N-甲基脱氢丙氨酸，相对分子质量1000左右。MCs肽支链Adda (3-氨基-9-甲氧基-2，6，8-三甲基-10-苯基-4，6-癸二烯酸)是藻毒素表达生理活性所必需的主要结构[5]。MC具有多种同分异构体，其中最普遍的是MC-LR、MC-RR、MC-YR (L、R、Y分别代表亮氨酸、精氨酸和酪氨酸)。以MC-LR生理毒性最为显著，是目前研究最多的一种微囊藻毒素。比如，太湖地区水体中分布的藻毒素以MC-LR为主，含少量MC-RR和MC-YR，一年中7~8月蓝藻爆发期后，太湖中藻毒素浓度逐渐升高，9月达到最高值[6]。由于蓝藻毒素具有肝毒性、神经毒性、基因毒性、胚胎毒性和致癌性[7]。因此饮用水中藻毒素的残留会为人类带来严重的健康风险。传统的净水技术对藻毒素去除效率不高，难以达到世界卫生组织(WHO)及中国规定的饮用水中藻毒素含量标准(MC-LR ≤ 1.0 ug/L) (GB 5749-2006, 2006; WHO, 2011)，因此寻找高效的藻毒素去除方法已经成为当前迫切需要解决的问题。
2. 藻毒素的产生与释放
水中存在少量蓝藻时，释放出的藻毒素含量较低，对生物没有明显的毒害作用。当水体富营养化程度加剧，导致水华爆发，藻毒素含量随蓝藻的大量增殖而快速升高，并在蓝藻生长对数期达到最大，此时藻毒素对生物的健康具有较大威胁。蓝藻毒素通常存在于藻细胞内部，在藻类死亡细胞解体后释放进入水中，因此对于富营养化水体而言，藻毒素的去除主要包括两部分，即去除胞内藻毒素(除藻)和去除胞外(溶解)藻毒素[7]。
3. 除藻工艺(胞内藻毒素)
去除胞内藻毒素简称除藻工艺，文中主要通过物理、化学、生物方法进行介绍(如表1)。
3.1. 物理方法
研究表明，浮游藻类直径一般为1~500 um [8]。Gijsbertsen等利用孔径为30 μm的微滤膜(截留分子质
石思琦，李建华
量为100 ku)进行藻细胞的去除试验，结果表明该微滤膜对藻细胞的去除率 > 98%，对藻细胞的破坏率 < 2% [9]。因此水厂可根据水源藻类的类型选择合适孔径的滤膜，通过微滤来去除水体中的藻细胞，且不会破坏藻细胞和释放藻毒素。但运营成本昂贵，技术要求高。
Figure 1. General chemical structure of microcystins
图1. 微囊藻毒素(MCs)的结构通式
Table 1. Comparison of intracellular algal toxins removal processes
表1. 除藻工艺方法比较
除藻工艺 方法名称
优缺点 物理方法 膜滤法
选择合适孔径的滤膜去除率高，破坏率低，但运营成本昂贵， 技术要求高。 慢滤池
去除率早期高，后期下降，且占地面积大，运行周期长。 超声波改进除藻率
实验室运行对促进除藻率有效，但需严格控制条件， 实际应用仍需时间。 化学方法 预氯化 去除率高，但会产生有害卤代物
预氧化 高锰酸钾复合药剂去除效果比预氯化好，但会导致出水色度和锰
含量超标；而臭氧预氧化则会大量消耗臭氧，不适合藻类高发期
预氧化。
混凝工艺 混凝剂选择不当反而导致破坏藻细胞而溶解性微囊藻毒素的浓
度，需筛选出还是的混凝剂投入应用。
生物方法 微生物作用或促进食藻生物繁殖
效果耗时较长，具体的除藻机理和反应中间产物不明确，
实际应用仍然存在很多问题。
Grutzmacher 等研究表明，慢滤池对藻细胞有明显的去除效果，且滤池内的微生物对胞外藻毒素也有一定的去除效果。滤池的运行周期一般为2~3个月，与藻类暴发持续时间较接近。在用活的蓝藻细胞进行试验时，最初几天对其去除率 > 85%，但当滤池截留的藻细胞大量消亡时，胞外毒素的浓度相对增大，且对藻细胞的去除率降至60%以下[10]。但采用慢滤池的方法除藻应在藻细胞大量死亡之前停止使用。此外，该工艺还存在运行周期结束后需表面刮砂和占地大的问题。
有学者研究了超声波对去除藻类的效果。实验室结果表明，与直接凝固相比，在40 kHz 和60 W 下15秒的超声处理可以改善藻类凝固去除率12.4%。但当增加超过60 W
的超声波功率会产生负面结果。
石思琦，李建华超声辐射对于藻类去除是有效的。但是，由于技术的某些限制，实际应用仍然需要时间[11]。
3.2. 化学方法
目前水厂一般采用预氯化杀灭水中的藻细胞并去除部分溶解性藻毒素，很好地解决了后续处理构筑物藻类滋生的问题；但氯会与水中有机物作用生成多种有害卤代物，且藻细胞易被氧化破裂释放藻毒素、嗅味物质和THMs (三卤甲烷)前致物。
石颖、马军等学者的研究表明相同投量的高锰酸钾复合药剂(PPC)预氧化的沉后水除藻率比预氯化高14%，并显著降低了滤后水的UV254和THMs前致物[12]。此外高锰酸钾还能有效去除水中的嗅味物质，但使用不当时可能导致出水色度和锰含量超标。臭氧也是一种常用的预氧化剂，其在杀灭藻细胞的同时还存在藻毒素释放以及与其他有机物竞争氧化而大幅增加臭氧消耗的问题，所以在藻类高发期臭氧预氧化不是最佳选择[8]。
混凝工艺一般不能去除胞外溶解性藻毒素(去除率通常小于20%)，反而在搅拌过程中可能破坏藻细胞而增大胞外微囊藻毒素的浓度。但Chow等的研究结果表明，以三氯化铁为絮凝剂去除藻细胞既不会导致细胞破裂，也不会增加水体中微囊藻毒素的浓度[13]。可见，选择混凝法除藻时，合适混凝剂的选择，对藻毒素的去除效率至关重要。
3.3. 生物方法
水体和底泥中的某些微生物能够释放对藻类有害的物质或者促进食藻生物繁殖，从而杀灭水体中的藻类[14][15]，微生物除藻对水体生态环境影响较小，但是达到效果耗时较长，目前微生物除藻的研究并不透彻，其具体的除藻机理和反应中间产物都不明确，实际应用仍然存在很多问题。
4. 去除溶解性藻毒素
去除溶解性藻毒素工艺方法比较如下表2。
Table 2. Comparison of extracellular algal toxins removal processes
表2. 去除溶解性藻毒素工艺方法比较
去除溶解性藻毒素方法名称优缺点
物理方法吸附法
传统吸附剂吸附效果不稳定，影响吸附效果的因素多，研究新型吸附
剂可提高吸附效率和减少对环境的副作用。
膜滤法
具有良好的藻毒素去除效果，但成本昂贵，技术要求高，
系统运行不稳定。
化学方法
化学试剂氧化法
常见的净水工艺选择的氧化剂会产生有毒的代谢产物，高级氧化技术
对去除溶解性藻毒素具有较好的应用前景。
光降解
实验室中降解效率良好，实际投入使用还需对催化剂进行改性，以提
高藻毒素的降解效率。
光降解–氧化联用
依次使用UV和臭氧(UV/O3)在降解和解毒微囊藻毒素-LR方面表现出
比臭氧和紫外线的单一或综合应用更好的性能，同时降低了臭氧的使
用剂量。
生物方法微生物降解菌种的筛选和培养是提高其讲解效率的关键。
4.1. 物理方法
4.1.1. 物理吸附
活性炭是以煤、木材和果壳等富含碳的有机材料为原料，经过炭化、活化和后期处理等过程得到的
石思琦，李建华
物质，其巨大的比表面积和复杂而发达的孔隙结构决定了活性炭极佳的吸附能力。根据粒径、比表面积和形态等，可将活性炭分为颗粒活性炭(Granular Activated Carbon, GAC)、粉末活性炭(Powdered Activated Carbon, PAC)和纤维活性炭(Activated Carbon Fiber, ACF)。根据国内外学者的研究效果可看出，纤维活性炭具有更大的比表面积和更为丰富的孔隙系统，同时使用形式具有多样性，因此吸附效果最高，可达99%
[16]。粉末性活性炭一般在80%以上，甚至可以达到90%，但通常需要很大的投加量，不利于污水处理
厂的后续处理工作，在实际应用方面存在争议[17][18]。而颗粒活性炭效果一般只达到70%以上，需要较长的接触时间，去除效果不稳定。同时GAC柱表面覆盖的细菌会降低对藻毒素的去除能力[19]。
影响活性炭对藻毒素吸附能力的因素很多，如水体pH、天然有机物(Natural Organic Matter, NOM)的含量、活性炭表面的氧化物浓度等。水体pH可以改变藻毒素和活性炭表面的带电性，进而影响两者间的静电吸附作用。高pH环境通常不利于活性炭的吸附作用，此时活性炭表面带负电荷的离子数目增加，而藻毒素在高碱环境中同样呈负电性，阻碍了吸附作用。NOM被认为是影响活性炭吸附能力的主要因素，活性炭对于藻毒素的吸附过程是物理作用，不存在特异性和选择性，水体中的NOM与藻毒素分子间存在竞争吸附，且NOM的疏水性高于藻毒素分子，更易于被活性炭吸附，从而大大降低了活性炭对藻毒素的吸附效率[7]。
也有学者致力于新型吸附剂的研究，探究出比活性炭具有更好的藻毒素去除效果的吸附剂。如有学者选择氧化石墨烯，石墨粉末经化学氧化处理后得到的产物氧化石墨烯具有较高的比表面积和丰富的表面官能团，在反应条件相同的情况下，GO对MC-LR和MC-RR的吸附能力分别1.7和1.87 mg/g，高于市售颗粒活性炭的1.4和1.03 mg/g。此外，相比于活性炭，经反复吸附和解吸后，GO 对于藻毒素的吸附能力没有明显丧失，可以持续使用[20]。也有学者选择天然粘土中提取的纳米硅酸盐类物质(Nanosilicate Platelet, NSP)吸附MC-LR，在适当条件下，其吸附效率可以达到99%，相比于其他吸附剂，NSP的优势在于其在吸附藻毒素的同时可以有效抑制水体中微囊藻类的生长，并且对环境产生的副作用更小[21]。
4.1.2. 膜滤法
以压力驱动的过滤膜技术是去除藻毒素的另一种物理方法，包括反渗(Reverseos-Mosis, RO)、纳滤(Nanofiltration, NF)、超滤(Ultrafiltration, UF)和微滤(Microfiltration, MF) 4种技术。随着滤膜孔径的减少，对水中微囊藻毒素的去除效果也逐渐增加[22][23][24]。膜滤法虽然具有良好的藻毒素去除效果，但成本昂贵，技术要求高，系统运行不稳定，目前只有少数国家的污水处理厂在使用。膜滤法的另一个局限在于对分离得到的藻毒素的保存问题，如果不能妥善处理，很容易造成藻毒素的二次污染。
4.2. 化学方法
4.2.1. 化学试剂氧化法
化学试剂氧化法主要包括氯化氧化法、臭氧氧化法、高锰酸钾氧化法和Fenton试剂氧化法。高锰酸钾氧化法和氯化氧化法是常见的净水工艺，在去除污水中杂质的同时也可以有效去除藻毒素类物质[25]
[26]，但其副作用也相当明显，氯化氧化法容易与水中有机物反应生成致癌物质，而高锰酸钾法处理后水
的浊度和锰含量都呈现偏高水平。高级氧化技术，如臭氧氧化法和Fenton试剂氧化法，对藻毒素和环境激素等微量有害物质有着良好的去除效果[27][28][29]，且中间产物大多无毒性，对水质影响较小，具有极佳的应用前景。臭氧与UV连用可增强对藻毒素的去除效果，而Fenton的去除效率与F2+用量密切相关。
4.2.2. 光降解
有机物在光照下，通过自由基的作用先转化为小分子中间产物，进而变为气体和无机物的过程被称
石思琦，李建华
为光降解。由于具有高效的降解效率以及降解产物的低毒和无毒性，使得光降解被认为是极有应用前景的一种藻毒素降解方法。
Vilela等(2012)用涂有TiO2的平板玻璃反应器在太阳光下进行了MC-LR的降解实验，结果表明，在太阳光持续照射150 min后，溶液中MC-LR的含量降至WHO规定的安全浓度以下[30]。
光照中紫外光的波长能够显著影响藻毒素的光降解效率，Mazur-Marzec等(2006)比较了节球藻毒素的粗提物溶液在3种不同光照条件下的降解速率，结果表明，NOD的含量在可见光条件下没有明显变化，在UV-A照射24 h后有不明显的下降，但在之后保持不变，而在UV-B照射24 h后NOD含量有明显下降，48 h后减少为原来的1/4 [31]。
基于光降解的前景性良好，目前很多学者致力于添加光催化剂、对光催化剂进行改性、掺杂元素等[32][33][34]方法，以提高藻毒素的降解效率。
4.2.3. 光降解–氧化联用
国内学者探究了UV/O3对MC-LR降解和解毒的有效性，并与其他三种处理工艺(O3, UV, UV + O3)进行了比较。根据结果，依次使用UV和臭氧(UV/O3)在降解和解毒微囊藻毒素-LR方面表现出比臭氧和紫外线的单一或综合应用更好的性能，同时降低了臭氧的使用剂量[27]。
4.3. 生物方法
生物降解藻毒素简单、安全、成本低、对环境影响较小。藻毒素的生物降解主要依赖于微生物的作用，微生物能够破坏蓝藻肝毒素结构中Adda基团的共轭双键，使环状结构转化成线性结构，进一步降解成短肽，从而使藻毒素毒性降低或消失。水体和底泥中的自然微生物群具有降解藻毒素的能力。
有学者于2009年就格丹斯克海峡中自然微生物和人工合成培养的微生物对节球藻毒素的降解效率进行了比较，结果显示，人工培养的细菌并不能有效去除节球藻毒素，而自然微生物群落则可在5~7 d 内完全去除溶液中的节球藻毒素[35]。Ramani等(2012)则从佛罗里达奥基乔比湖采集水样作为MC-LR的培养液，加入DC7和DC8的混合菌群进行培养，20 d后观察发现超过74%的MC-LR被降解[36]。也有学者成功分离出一种苍白杆菌属的溶藻类细菌FDT5，该细菌在经过人工驯化后，表现出强力的藻毒素去除特性，并且能够有效抑制水体中微囊藻的生长。
由上述研究可以看出，水体和底泥中的自然微生物群具有降解藻毒素的能力。提高微生物降解速率的关键在于菌种的筛选。但是富营养化水体及其沉积物通常处于缺氧或厌氧状态，因此探究微生物在厌氧条件下对藻毒素的降解具有更重要的现实意义。此外，微生物降解时间一般较长，实际水厂应用中时间成本较高。
5. 结论与展望
综上，除燥工艺和去除溶解性藻毒素均可通过物理、化学、生物方法除去。其中除藻工艺物理方法主要过滤和沉淀方式除藻，利用超声等途径改善除藻率，化学方法可通过添加药剂预氧化增加除藻率，而混凝工艺中选择合适混凝剂，对藻毒素的去除效率至关重要；而生物方法耗时长，具体的除藻机理和反应中间产物尚不明确。去除溶解性藻毒素工艺，可通过选择良好的吸附剂吸附和膜率法去除溶解性藻毒素，化学途径可通过化学试剂氧化、光降解去除，生物方法也主要通过微生物的降解途径去除溶解性藻毒素，但菌种的筛选和培养是提高其讲解效率的关键。
现有污水处理厂常用的混凝沉降、砂滤、氯化氧化等工艺主要用于对含藻水体中藻类的去除[7]，对于水体中的溶解性藻毒素虽然具有一定的去除效果，但其自身所具有的局限性，如产生有毒副产物、去除效率不高等原因决定了它们都不是处理饮用水来源中藻毒素的最佳选择。一些清洁、高效、安全的藻
石思琦，李建华
毒素去除新技术，如臭氧氧化法、光催化降解法、超声波技术等对反应条件要求较高，能耗较大，且目前主要处于实验室研究阶段或小型水体实验阶段。对于单一处理技术而言，新兴的净水工艺，如高级氧化技术等，由于高效率、污染小等优势，得到了普遍关注，但如何处理上述技术在实际运作中的不稳定性，降低反应的成本和能耗，探究最佳反应条件是新兴净水工艺亟待解决的问题。此外两种或多种降解方法联用，也是降解水中藻毒素的一种新型途径。
参考文献
[1]苏雅玲, 邓一荣. 富营养化湖泊中微囊藻毒素及其控制去除技术[J]. 环境科学与技术, 2013, 36(6): 62-66, 84.
[2]左金龙, 崔福义, 刘智晓. 饮用水中蓝藻毒素污染研究进展[J]. 环境污染治理技术与设备, 2006, 7(3): 8-13.
[3]谢平. 微囊藻毒素对人类健康影响相关研究的回顾[J]. 湖泊科学, 2009, 21(5): 603-613.
[4]Botes, D.P., Viljoen, C.C., Kruger, H., et al. (1982) Configuration Assignments of the Amino Acid Residues and the
Presence of N-methyldehydroalanine in Toxins from the Blue-Green Alga, Microcystis aeruginosa. Toxicon, 20,
1037-1042.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/0041-0101(82)90105-2
[5]Hirooka, E.Y., Pinotti, M.H.P., Tsutsumi, T., et al. (1999) Survey of Microcystins in Water between 1995 and 1996 in
Paran, Brazil Using ELISA. Natural Toxins, 7, 103-109.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1002/(SICI)1522-7189(199905/06)7:3<103::AID-NT47>3.0.CO;2-D
[6]王靖国, 邹华, 张强, 等. 太湖微囊藻毒素的时空分布特征[J]. 环境科学研究, 2014, 27(7): 696-703.
[7]江敏, 王婧, 许慧. 蓝藻毒素去除方法研究进展[J]. 生态学杂志, 2014, 33(12): 3455-3462.
[8]黎雷, 高乃云, 殷娣娣, 等. 控制饮用水原水中藻类、藻毒素的水厂处理工艺[J]. 中国给水排水, 2008, 24(6):
20-24
[9]Gijsbertsen-Abrahamse, A.J., Schmidt, W., Chorus, I., et al. (2006) Removal of Cyanotoxins by Ultrafiltration and
Nanofiltration. Journal of Membrane Science, 276, 252-259.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.memsci.2005.09.053
[10]Grützmacher, G., B?ttcher, G., Chorus, I., et al. (2002) Removal of Microcystins by Slow Sand Filtration. Environ-
mental Toxicology, 17, 386-394.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1002/tox.10062
[11]Heng, L., et al. (2009) Algae Removal by Ultrasonic Irradiation-Coagulation. Desalination, 239, 191-197.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.desal.2007.12.035
[12]石颖, 马军, 蔡伟民, 李圭白. 湖泊、水库水的强化混凝除藻的试验研究[J]. 环境科学学报, 2001(2): 251-253.
[13]Chow, C.W.K., House, J., Velzeboer, R.M.A., et al. (1998) The Effect of Ferric Chloride Flocculation on
Cyanobacterial Cells. Water Research, 32, 808-814.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/S0043-1354(97)00276-5
[14]熊建功, 邵承斌. 饮用水中藻类及藻毒素去除技术进展[J]. 重庆工商大学学报(自然科学版), 2012, 29(8): 83-87.
[15]程红, 王洪兴, 贾秀粉, 张俊辉. 富营养化水体的生物控藻技术概述[J]. 农业环境与发展, 2011, 28(3): 50-52.
[16]Pyo, D. and Moon, D. (2005) Adsorption of Microcystin LR by Activated Carbon Fibers. Bulletin of the Korean
Chemical Society, 26, 2089-2092.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.5012/bkcs.2005.26.12.2089
[17]Ho, L., Lambling, P., Bustamante, H., et al. (2011) Application of Powdered Activated Carbon for the Adsorption of
Cylindrospermopsin and Microcystin Toxins from Drinking Water Supplies. Water Research, 45, 2954-2964.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.watres.2011.03.014
[18]Drogui, P., Daghrir, R., Simard, M.C., et al. (2012) Removal of Microcystin-LR from Spiked Water Using Either Ac-
tivated Carbon or Anthracite as Filter Material. Environmental Technology, 33, 381-391.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1080/09593330.2011.575186
[19]Wang, H., Ho, L., Lewis, D.M., et al. (2007) Discriminating and Assessing Adsorption and Biodegradation Removal
Mechanisms during Granular Activated Carbon Filtration of Microcystin Toxins. Water Research, 41, 4262-4270.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.watres.2007.05.057
[20]Pavagadhi, S., Tang, A.L., Sathishkumar, M., et al. (2013) Removal of Microcystin-LR and Microcystin-RR by
Graphene Oxide: Adsorption and Kinetic Experiments. Water Research, 47, 4621-4629.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.watres.2013.04.033
[21]Chang, S.C., Li, C.H., Lin, J.J., et al. (2014) Effective Removal of Microcystis aeruginosa, and Microcystin-LR Using
Nanosilicate Platelets. Chemosphere, 99, 49.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.chemosphere.2013.09.036
[22]赵勇, 李伟英, 张明, 等. 超滤膜对水中微囊藻毒素去除机理及影响因素研究[J]. 工业水处理, 2010, 30(4):
26-29.
石思琦，李建华[23]Neumann, U. and Weckesser, J. (2015) Elimination of Microcystin Peptide Toxins from Water by Reverse Osmosis.
Environmental Toxicology, 13, 143-148.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1002/(SICI)1098-2256(1998)13:2<143::AID-TOX5>3.0.CO;2-7
[24]Teixeira, M.R. and Rosa, M.J. (2005) Microcystins Removal by Nanofiltration Membranes. Separation & Purification
Technology, 46, 192-201.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.seppur.2005.05.013
[25]Hitzfeld, B.C., H?ger, S.J. and Dietrich, D.R. (2000) Cyanobacterial Toxins: Removal during Drinking Water Treat-
ment, and Human Risk Assessment. Environmental Health Perspectives, 108, 113-122.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1289/ehp.00108s1113
[26]Liang, S., Li, X. and Yang, Y.L. (2010) Effect and Mechanism of Microcystin Removal by Potassium Permanganate
Loaded Zeolite. Advanced Materials Research, 113-116, 521-524.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.4028/https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/AMR.113-116.521
[27]Liu, X., Chen, Z., Zhou, N., et al. (2010) Degradation and Detoxification of Microcystin-LR in Drinking Water by Sequential
Use of UV and Ozone. Journal of Environmental Sciences, 22, 1897.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/S1001-0742(09)60336-3
[28]Gajdek, P., Lechowski, Z., Bochnia, T., et al. (2001) Decomposition of Microcystin-LR by Fenton Oxidation. Toxicon,
39, 1575-1578.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/S0041-0101(01)00139-8
[29]Bandala, E.R., Martínez, D., Martínez, E., et al. (2004) Degradation of Microcystin-LR Toxin by Fenton and Pho-
to-Fenton Processes. Toxicon, 43, 829.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.toxicon.2004.03.013
[30]Vilela, W.F.D., Minillo, A., Rocha, O., et al. (2012) Degradation of [D-Leu]-Microcystin-LR by Solar Heterogeneous
Photocatalysis (TiO2). Solar Energy, 86, 2746-2752.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.solener.2012.06.012
[31]Mazur-Marzec, H., Meriluoto, J. and Pliński, M. (2006) The Degradation of the Cyanobacterial Hepatotoxin Nodularin
(NOD) by UV Radiation. Chemosphere, 65, 1388-1395.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.chemosphere.2006.03.072
[32]Nakata, K. and Fujishima, A. (2012) TiO2, Photocatalysis: Design and Applications. Journal of Photochemistry &
Photobiology C Photochemistry Reviews, 13, 169-189.https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.jphotochemrev.2012.06.001
[33]Zhang, G., Yong, C.Z., Nadagouda, M., et al. (2014) Visible Light-Sensitized S, N and C Co-Doped Polymorphic TiO
2, for Photocatalytic Destruction of Microcystin-LR. Applied Catalysis B Environmental, 144, 614-621.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.apcatb.2013.07.058
[34]Pelaez, M., Cruz, A.A.D.L., Stathatos, E., et al. (2009) Visible Light-Activated N-F-Codoped TiO2, Nanoparticles for
the Photocatalytic Degradation of Microcystin-LR in Water. Catalysis Today, 144, 19-25.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.cattod.2008.12.022
[35]Mazurmarzec, H., Toruńska, A., B?ońska, M.J., et al. (2009) Biodegradation of Nodularin and Effects of the Toxin on
Bacterial Isolates from the Gulf of Gdansk. Water Research, 43, 2801-2810.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1016/j.watres.2009.03.042
[36]Valeria, A.M., Ricardo, E.J., Stephan, P., et al. (2006) Degradation of Microcystin-RR by Sphingomonas, sp. CBA4
Isolated from San Roque Reservoir (Córdoba-Argentina). Biodegradation, 17, 447-455.
https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.1007/s10532-005-9015-9
项目解读 微囊藻毒素
《生活饮用水卫生标准》GB5749- 项目解读微囊藻毒素(1) 1 概述 微囊藻毒素 藻毒素主要的结构特征为N-甲基脱氢丙氨酸及两个L-氮基酸残基x和Z,根据1988年制定的微囊藻毒素(Microcystins或MCYST)命名法规定．x,Z二残基的不同组合由代表氨基酸的字母后缀区分。常见的有LR，RR，YR三种毒素,L，R,Y分别代表亮氨酸，精氨酸，酪氨酸。微囊藻毒素的一般结构为环(D-丙氨酸-L-X-赤-β-甲基-D-异天冬氨酸-L-Z—Adda-D-异谷氨酸-N-甲基脱氢丙氨酸)，其中Adda(3氨基9-甲氨基2，6，8-三甲基10-苯基-4，6-二烯酸)是微囊藻毒素生物活性表达所必须的。已证实微囊藻毒素是一种肝毒素，能抑制蛋白质磷酸酯酶，从而帮助解除对细胞增殖的正常的制动作用，促进肿瘤的发育。微囊藻毒素虽然主要存在于藻细胞中．但研究表明藻细胞死亡解体后·不断有藻毒素释放到水体，对人类的饮用水源造成危害，已证明某些地区的肝癌高发率与饮用水源中的水华大量发生有关。微囊藻毒素是一类具生物活性的单环七肽，这类毒素主要由淡水藻类铜绿微囊藻(Microcystins aeruginosa)产生，此外其他种类的微囊藻，如绿色微囊藻(M．viridis)、惠氏微囊藻(M．wesenbergii)以及鱼腥藻(Anabaena)、念珠藻(Nostoc)、颤藻(Oscillatoria)的一些种或株系也能产生这类毒素。目前所检测到的微囊藻毒素异构体已超过50多种。 微囊藻毒素有不同的脂多糖和极性．毒性也不同，微囊藻毒素-LR是最早被阐明化学结构的藻毒素．在对藻毒素的研究中也多以它作为研究对象。它是一个环状的7肽分子，分子量约为1000道尔顿，许多国家出现的由藻毒素引发的事件大都
水体中微囊藻毒素的监测与分析
水体中微囊藻毒素的监测与分析 随着水体富营养化状况的日益加剧，蓝藻水华爆发带来的微囊藻毒素污染成为一个全球关注的环境问题。微囊藻毒素（Microcystins, MCs）是由蓝藻产生的一种具有强烈致癌作用的肝毒素，其分子结构复杂、种类繁多，以痕量形式稳定存在于各类富营养化的天然水体中。有资料表明，饮用水中的微囊藻毒素污染可能是除黄曲霉毒素以外导致肝癌的另一个重要诱因，随着世界各国对微囊藻毒素的重视,中国也在相关水质标准中新增了微囊藻毒素这一指标,如今水环境中微 囊藻毒素的监测与控制已变得非常重要。 一、微囊藻毒素的简介 1. 微囊藻毒素的产生 一般认为MCs 为细胞内毒素，在藻类死亡、细胞破裂后从细胞内释放到环境中。但是，已有研究发现，藻类在死亡之前也会向水体中分泌毒素。关于MCs 的产生机制主要有两种观点：一种认为是由遗传学因素主导；另一种认为是环境因素主导。 2. 微囊藻毒素的结构 微囊藻毒素是由水体中蓝绿藻如铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）、鱼腥藻（Anabaena spp.）、颤藻（Oscillatoriaruescens）等产生的具有生物活性的单环七肽化合物，其可表示为环（D－丙氨酸－L－X－赤－β－甲基－D－异天冬氨酸－L－Z－Adda－D－异谷氨酸－N－甲基脱氢丙氨酸）。其中，Adda（3－氨基－9－甲氧基－2，6，8－三甲基－10－苯基－4，6－二烯酸）是MCs 生物活性表达所必需的；X、Z为两个可变的氨基酸残基，这两个可变的L－氨基酸的更替及其它氨基酸的去甲基化，衍生出众多的毒素类型，至今已发现MCs有60多种变体。在众多变体中存在最普遍、含量较多、毒性较大、研究详细的是MC-RR、MC-LR，R、L分别代表精氨酸、亮氨酸。 3. 微囊藻毒素的性质 MCs的性质稳定，在水中为中性或带负电荷的分子集团，可溶于水（溶解度>1g/L），在水中的自然降解过程缓慢，仅有少量能被水体微粒吸附沉淀。纯化的MCs在阳光照射下稳定，但当其曝露于波长在其吸收峰周围的紫外线中，分子发生异构化，方可使MC-LR快速降解。MCs具有热稳定性，加热煮沸（水浴100℃，
微囊藻毒素检测方法的研究进展
微囊藻毒素检测方法的研究进展 湖泊、水库和河流中接纳过多的氮和磷等营养物质，使水体的生态结构和功能发生变化，导致藻类特别是蓝藻（Cyanobacteria）的异常繁殖生长而出现的蓝藻水华现象。随着水体富营养化的加剧而引起有害藻类水华（HAB,harmful algal bloom）的频繁发生已成为国内外普遍关注的环境问题。当蓝藻水华严重时，水面形成厚厚的蓝绿色湖靛，散发出难闻的气味。不仅影响人的感官，破坏了健康平衡的水生生态系统，而且因藻细胞破裂后释放出多种藻毒素而对人和动物的饮用水安全构成了严重的威胁。世界上25%~70%的蓝藻水华污染可产生藻毒素，在已发现的各种不同藻毒素中，微囊藻毒（Microcystins,MC）是目前已知的一种在蓝藻水华污染中出现频率最高、产生量最大和造成危害最严重的藻毒素种类。在20世纪80年代对全国范围内的水源水质进行过全面的调查，结果表明34个湖泊中有一半以上的湖泊面积处于富营养状态。进入20世纪90年代，全国淡水水体富营养化日益严重，涉及范围不断扩大。通过对各大饮用水水源及各种湖泊的监测表明，在夏秋季节藻类水华严重，每年长达7~8个月，而天然水体蓝藻水华80%是产生毒素的。从加拿大、日本、芬兰、美国、中国等地对湖水、河水、水库水、井水及自来水等水样的检测结果看，有的水体中微囊藻毒素检出率高达60%~87%，源水中微囊藻毒素浓度从130ng/ml~2μg/ml，经加氯处理后的浓度也在0.09~0.6μg/L之间。淡水水源受到微囊藻毒素的检测方法的研究日益深入，需要建立一种简单、快速、准确的系统的检测方法。 1 微囊藻毒素简介 1.1 微囊藻毒素 淡水藻类通常以蓝藻、绿藻、硅藻、甲藻、隐藻、裸藻、金藻、黄藻等8个门为主。蓝藻门是已知的产生毒素最多的门类，这些毒藻可产生具有明显肝毒性的肽类物质，称为微囊藻毒素（Microcystins,MC）。它是一种肝毒素，是肝癌的强烈致癌剂。 1.2 微囊藻毒素的结构 Louw认为，微囊藻毒素是一种具有强烈慢性肝脏中毒特征的生物碱。Hughes等人在1958年发现并分离得到铜绿微囊藻NRC-1有毒品系。1959年Bishop等人对铜绿微囊藻NRC-1有毒品系的毒性做全面研究，发现这种微囊藻毒素是由7种氨基酸组成的小分子环状多肽，为单环结构：D-丙氨酸-L-X-赤-β-甲基-D-谷氨酸-Mdha。其中Mdha是一种特殊的氨基酸；Adda为3-氨基-9-甲氧基-2,6,8-三甲基-10-苯-4,6-二烯酸；X和Y为两种可变L氨基酸。目前已鉴定的约有65个微囊藻毒素变式，其中多数毒性较高，如MC-LR，MC-RR和MC-YR等。 1.3 微囊毒素的产生 MC是细胞内毒素，它在细胞内合成，细胞破裂后释放出来并表现出毒性。由于它有很小的体积（分子量1000左右）、环状结构及其氨基酸的特殊结构，一般认为它不在核糖体内合成，而是由肽合成酶复合体合成的生物活性小肽，类似于在一些杆菌和真菌中小肽的合成。这些小肽大多是抗生素、免疫抑制物和一些对动物和植物有毒的物质。关于微囊藻毒素产生的机理有很多假设，但目前为止尚无令人满意的结果，现在常提到的有环境因素和遗传因素。微囊藻毒素受光照、温度、营养盐等多种环境因素影响，其中光照可起到非常重要的作用。但遗传论者认为微囊藻毒素的合成是由毒素肽合成酶基因多基因控制的，并由肽合成酶复合体合成（非核糖体合成的多肽）。 1.4 微囊藻毒素对生物的影响 因为MC主要以肝脏为靶器官，当动物被灌喂或腹腔注射后，破坏细胞内的蛋白磷酸化平衡，改变多种酶活性，引起肝脏病变，造成一系列的生理紊乱。中毒症状主要表现为虚弱、呼吸沉重、皮肤变白、呕吐、腹泻、毛立和嗜睡等。如猴子的中毒症状为昏迷、肌肉痉挛、呼吸急促、腹泻等，在数小时内或几天内死亡。1987年Brook WP用HC标记的MC-LR腹腔注射染毒小鼠，1分钟后肝脏内出现总标记的70%，3小时后肝脏内积聚的MC-LR占总量的90%，表明肝脏是MC-LR分布的主要器官。它不仅对动物有影响，而且对植物也有一定的影响。Mcelhiney等发现MC-LR的存在可对茄属植物的生长和豆类植物根的发育产生不良影响。Singh等研究了MC对藻类、微生物和真菌生长的效应，发现在初始50mg/L的MC可完全抑制灰色念珠藻和鱼腥藻的生长并使藻细胞溶解。观察到了MC对二氧化碳的吸收和光合作用的不良影响，
饮用水中微囊藻毒素处理工艺
Advances in Environmental Protection 环境保护前沿, 2020, 10(2), 282-289 Published Online April 2020 in Hans. https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/journal/aep https://https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/10.12677/aep.2020.102032 Treatment Process of Microcystin in Drinking Water Siqi Shi, Jianhua Li College of Environment Science and Engineer, Tongji University, Shanghai Received: Mar. 28th, 2020; accepted: Apr. 22nd, 2020; published: Apr. 29th, 2020 Abstract The eutrophication has led to the increasing popularity of freshwater cyanobacteria blooms. The concentration of algae toxin in water increases rapidly with the proliferation of cyanobacteria. Microcystin (MCs) is a strong hepatotoxin and has carcinogenicity, which attracted widespread attention. In this article, author mainly introduced the research on the removal of intracellular and extracellular (lysed) algal toxins, introduced the process of removal of algal toxins from three aspects of physical methods, chemistry, and biology. This passage also summarizes the current treatment process simply and introduces the outlook. Keywords Algal Toxins, Microcystin, Degradation, Intracellularalgal Toxins, Extracellular (Lysed) Algal Toxins 饮用水中微囊藻毒素处理工艺 石思琦，李建华 同济大学环境科学与工程学院，上海 收稿日期：2020年3月28日；录用日期：2020年4月22日；发布日期：2020年4月29日 摘要 水体富营养化导致淡水蓝藻水华爆发日趋普遍。水体中藻毒素含量随蓝藻的大量增殖而快速升高，其中微囊藻毒素(MCs)是强烈的肝毒素，具有致癌性而引起广泛关注。文中主要介绍了去除胞内和胞外(溶解)藻毒素的相关研究，从物理方法、化学、生物三个方面介绍藻毒素去除工艺，并对目前的处理工艺进行
水中微囊藻毒素测定
编号：作业指导书水中微囊藻毒素的测定 高效液相色谱法 临江市环境保护监测站 1、方法提要 微囊藻毒素在238nm下有 1、方法的适用范围 本标准规定了高效液相色谱法和间接竞争酶联免疫吸附法测定水中微囊藻毒素（环状七肽）的条件和详细分析步骤。 本标准适应于饮用水、湖泊水、河水、地表水中微囊藻毒素的测定。 样品中微囊藻毒素的检出限：高效液相色谱法和酶联免疫吸附法均匀为0.1μg/L。 2、微囊藻毒素的分子式、分子质量及结构式 2.1分子式 微囊藻毒素-RR(MC-RR):C49H75N13O12, 微囊藻毒素-YR(MC-YR):C52H72N10O13,
微囊藻毒素-LR(MC-LR):C49H74N10O12.。 2.2分子质量 MC-RR:1038.21mg,MC-YR:1045.2100μg,MC-LR:995.250μg。2.3结构式 MC-RR、MC-YR、MC-LR、X和Y 表1 MC-RR、MC-YR、MC-LR、X和Y 3、水样采集和保存 用采水器采集1500ml～2000ml水样（水样采集后，应在4 h内完成以下前处理步骤）。用500目的不锈钢筛（）过滤，除去水样中大部分浮游生物和悬浮物。取过滤后的水样1200ml于玻璃杯式滤器（）中，依次经滤膜（）减压过滤。准确量取1000ml 滤液置于棕色试剂瓶中。注：如减压过滤后的水样不能立即分析，可置于玻璃容器中，在-20℃保存，30d内分析完毕。 4、试剂和材料 除非另有说明，分析时均使用符合国家标准的分析纯试剂和不含有机物的蒸馏水。 5.1甲醇，HPLC级（色谱级甲醇） 5.2二氯甲烷，农残级
微囊藻毒素在土壤中的污染特征及迁移转化规律
目录 摘要................................................................................................................................................ I Abstract ......................................................................................................................................... I II 目录................................................................................................................................................ V 1 绪论 (1) 1.1 选题背景 (1) 1.1.1 微囊藻毒素的来源 (1) 1.1.2 微囊藻毒素的化学结构和理化性质 (1) 1.1.3 微囊藻毒素的毒性及污染状况 (3) 1.1.4 微囊藻毒素的产生机理 (5) 1.1.5 微囊藻毒素的控制方法 (6) 1.1.6 微囊藻毒素在土壤环境中的研究现状 (7) 1.2 研究框架 (10) 1.2.1 研究目的与意义 (10) 1.2.2 研究内容与方案 (10) 1.2.3 研究创新点 (11) 2 滇池周边农田土壤中微囊藻毒素的污染特征及风险评价 (12) 2.1 材料与方法 (12) 2.1.1 仪器与试剂 (12) 2.1.2 样品采集与预处理 (12) 2.1.3 微囊藻毒素测定与质量控制 (13) 2.1.4 风险评价方法 (14) 2.1.5 数据处理 (15) 2.2 结果与讨论 (15) 2.2.1 滇池周边农田土壤中3种典型微囊藻毒素的含量水平与分布特征 (15) 2.2.2 滇池周边农田土壤中微囊藻毒素的健康风险评价 (16) 2.2.3 滇池周边农田土壤中微囊藻毒素的生态风险评价 (17) 2.3 小结与展望 (18) 3 三种典型微囊藻毒素在土壤中的降解行为研究 (19) 3.1 材料与方法 (19) V
藻毒素检测方法
藻毒素检测方法 原理： 样品中的微囊藻毒素与微囊藻毒素酶标记物竞争结合数量有限的抗体结点。 测试孔中包被有抗免IgG，用于捕获加入的免抗微囊藻毒素抗体，微囊藻毒素酶标记物和样品中的微囊藻毒素竞争结合数量有限的抗体结点，抗体与测试板中包被抗免IgG结合。 注意：颜色与微囊藻毒素的含量成反比。 较深的颜色=较低的浓度 较浅的颜色=较高的浓度 所需仪器： 仪器型号规格生产厂商大致价格数量 酶标仪及连带电 脑Bio-rad 680型30000-40000 1台 洗板机Bio-rad 1575 32000 1台移液器Acura（范围：20~200μl）1881 1支八通道精密移液 器Acura（范围：20~200μl）4993 1支 一次性移液器吸 头 （50μl、100μl）恒温培养箱37℃ 分析实验室专用 纯水机超纯水或去离子水(符合分析实验室用水国家标准GB6682一级水) 试剂盒 美国Beacon微囊藻毒素 定量检测试剂盒 3600 所需其它实验材料： PE手套、封口膜（保鲜膜）、振荡器（96孔板振荡器） 步骤： 1．将所有试剂及样品置于室温下。
2．从铝箔袋中拿出要求数量的微孔条，放入干燥剂并重新封好袋子以免微孔条受潮。3．稀释100倍浓缩清洗液为1倍清洗液，例：取5ml 100倍清洗液到500ml洗瓶中并加入495ml蒸馏水。 4．吸取50μl酶标记物到微孔板的每个孔中。 5．吸取50μl标准，阴性对照，样品到对应微孔中，必须保证每种溶液使用干净的吸头吸取，避免交叉污染。 6．加入50μl抗体溶液到每个小孔中。 7．快速震荡使孔中的溶液混合，并敷上薄膜，或者微孔板可以放在振荡器上震荡孵育，从而达到在孵育期间持续震荡的效果。 8．37℃孵育30分钟。 9．孵育完后，去掉封口膜将微孔中的溶液倒入水槽中，用1倍清洗液清洗完全充满微孔，震荡后倒掉，重复四次，总共五次洗板。在吸水纸上拍打，尽可能将水拍干。10．每个微孔中加入100μl底物溶液。 11．盖上小孔并37℃孵育30分钟。 12．按照加底物的顺序每孔中加入100μl停止液。停止液为1 N盐酸，需小心操作。13．450nm下读板，如果酶标仪有双波长，可同时测605或650nm双波长。 14．如果酶标仪可以处理数据，可用半对数线性或4参数曲线拟合，如果为手动计算，则可按照以下部分进行。
微囊藻毒素的致毒机理和人体健康风险评价研究进展
微囊藻毒素的致毒机理和人体健康风险评价研究进展 黄艺;张郅灏 【期刊名称】《生态环境学报》 【年(卷),期】2013(000)002 【摘要】微囊藻毒素(microcystin, MC)是世界各地自然水体中存在最普遍,对人体健康危害最大的一类藻毒素。文章从微囊藻毒素的毒害机理以及其对人体的健康风险评估两个方面进行综述,拟为进一步研究蓝藻水华的生态毒理和评估其健康风险提供信息。国内外研究表明,微囊藻毒素对生物细胞毒害主要有4种方式：直接破坏细胞结构,引发细胞溶解；诱导细胞凋亡；诱导细胞癌变；诱导基因突变和DNA损伤。目前该领域的研究的热点已从微囊藻毒素破坏细胞结构的研究转向其损伤细胞的分子机制研究,并在微囊藻毒素致毒的分子机理方面取得了一定进展。这些研究成果为藻毒素的人体健康风险评价提供了依据和标准。但无论是微囊藻毒素的毒理研究还是健康风险评估工作,都存在许多未解决的问题。本综述对目前微囊藻毒素毒理研究中急需解决的问题提出自己的看法,如需要进一步研究微囊藻毒素致毒的分子机制、毒代动力学以及其诱导细胞凋亡与癌变之间的关系。同时对藻毒素的人体健康风险评估研究方面,又进一步提出了更多想法：(1)动物实验的暴露情景与人实际的暴露途径有很大差异,需要建立更合乎实际的暴露方式；(2)纯毒素的致毒效率明显低于含同浓度毒素的自然水,但目前的评估研究都是基于纯毒素的实验数据,需要进行基于自然水暴露情景下的风险评估工作；(3)目前还缺乏对多种类型藻毒素联合致毒效应的评估工作；(4)亟需建立快速评估藻毒素健康风险的手段。%Microcystin, as a major cyanotoxin in the waterbody around the world, has great harm to
水环境中微囊藻毒素的检测现状概述
水环境中微囊藻毒素的检测现状概述 作者：周绪申， 张世禄， 许维， 罗阳 作者单位：海河流城水环境监测中心,天津,300170 刊名： 海河水利 英文刊名：Haihe Water Resources 年，卷(期)：2011(4) 参考文献(11条) 1.WHO Cyanobacterial toxins:microcystin-LR in drinkingwater,background document for the development of WHO guidelines for drinking-water quality 2003 2.Duy T N;Lam P K S;Shaw G R Toxicology and risk assessment of fresh water cyanobacterial (Blue-green algae)toxins in water 2000 3.闫海;潘纲;张明明微囊藻毒素的研究进展 2002(11) 4.Jochimsen E M;Carmichael W W;An J Liver failure and death after exposure to microcystins at a hemodialysis center in Brazil[外文期刊] 1998(13) 5.钱芸;戴树桂;刘广良富营养化淡水水体中微囊藻毒素的研究进展[期刊论文]-环境污染治理技术与设备 2002(08) 6.Gago-Martínez A;Pineiro N;Aguete EC Further improvements in the application of high-performance liquid chromatography,capillary electrophoresis and capillary electrochromatography to the analysis of algal toxins in the aquatic environment 2003(1-2) https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,wton I A;Codd G A Cyanobactcria (blue-green algae)toxins and their significance in UK and European waters 1991(05) 8.HJ/T 91-2002,地表水和污水监测技术规范 9.GB3838-2002,地表水环境质量标准 10.GB/T 20466-2006,水中微囊藻毒素的测定 11.GB/T 5750.8-2006,生活饮用水标准检验方法有机物指标 本文链接：https://www.360docs.net/doc/1c160290.html,/Periodical_hhsl201104014.aspx
地表水中微囊藻毒素的危害与控制综述
[收稿日期] 2003-06-26 [基金项目] 广东省科技攻关项目(2003C32902),广东省水利厅水资源保护重点项目 [作者简介] 王朝晖(1968-),女,副教授,副教授,研究方向:污染生态学和生态毒理学. 地表水中微囊藻毒素的危害与控制(综述) 王朝晖1, 许忠能1, 胡 韧1, 林秋奇1, 韩博平1, 章诗芳2 (1.暨南大学水生生物研究所,广东广州510632; 2.广州市自来水公司水质部,广东广州510160) [摘 要] 微囊藻毒素(microcystin ,MC )是一类环状多肽类物质,具有很强的肝毒性.微囊藻毒素在我国淡水水体分布广泛,许多大型水体和供水水库都已发生微囊藻水华,一些城市饮用水源受到污染.检测水体微囊藻毒素的方法主要有高效液相色谱(HP LC )和酶联免疫法(E LIS A ),但目前仍缺乏一种快速、经济的常规检测方法.要控制饮用水源中微囊藻毒素的含量,除了物理、化学、生物等去除手段外,水体富营养化防治是最有效、也是最根本的控制手段. [关键词] 微囊藻毒素; 地表水; 肝毒素; 监测技术; 控制方法 [中图分类号] X 17115 [文献标识码] A [文章编号] 1000-9965(2004)01-0110-06 我国城市饮水的主要来源为河流、湖泊(含水库)等地面水体.随着工农业的发展以及生活水平的提高,大量富含营养物质的工农业废水和生活污水排入水体,使水体富营养化进程加快、程度加剧.其结果导致一些小型的耐污性蓝绿藻大量繁殖生长,水华时常发生.许多蓝藻能产生以微囊藻毒素(microcystin ,MC )为代表的毒素,危害人类健康[1].目前我国已有许多饮用水源发生蓝藻水华并监测出微囊藻毒素[2～5].本文介绍了微囊藻毒素的来源、危害、检测、控制方面的研究动态及其在我国地表水中的分布和危害,为水资源特别是饮用水资源的保护和可持续发展提供参考. 1 微囊藻毒素的来源及结构和性质 微囊藻毒素(MC )是由蓝藻中的微囊藻属(Microcystis )、鱼腥藻属(Anabaena )、颤藻属(Oscillatoria )及念珠藻属(Nostoc )的某些种类或品系产生的次生代谢产物[1]. MC 是一类单环七肽物质,一般结构为环(D -丙氨酸-L -X -赤-β-甲基-D 异天冬氨酸-L -Y-Ad 2da -D -异谷氨酸-N -甲基脱氢丙氨酸,其中Adda 为一种特殊的氨基酸,结构为3-氨基-9-甲氧基-2,6,8-三甲基-10-苯-4,6-二烯酸,X 、Y 为两种可变的L 氨基酸.由于X 、Y 两种L 氨基酸的不同以及天冬氨酸、脱氢丙氨酸的甲基化(去甲基化),可以构成不同的异构体,目前已从不同的微囊藻藻株中分离鉴定出60多种异构体,其中存在最普遍也是含量较多的是LR 、RR 、Y R ,其中L 、R 、Y 代表亮氨酸、精氨酸和酪氨酸. 由于环状结构和间隔双键,微囊藻毒素具有相当的稳定性,加热到300℃很长时间仍未能使之分解,而且尽管它们是多肽类物质,但普通的蛋白质水解酶对它们不起作用[6].微囊藻毒素在阳光下也较稳定,但在蓝藻色素存在的条件下或在微生物的作用下,光降解速度加快[7]. 第25卷第1期2004年2月 暨南大学学报(自然科学版) Journal of Jinan University (Natural Science ) Vol.25No.1 Feb.2004
微囊藻毒素研究进展
微囊藻毒素研究进展 王雪艳1，聂晶晶2 1大连海事大学环境科学与工程学院（116026） 2云南农业大学资环学院（650201） E-mail：wangxyan@https://www.360docs.net/doc/1c160290.html, 摘要：微囊藻毒素(Microcystins，MCYSTs，MCs)为富营养化淡水水体中最常见的藻类毒素，从毒理学、环境科学、生物学及化学等方面对MCs巳的研究已有较多报道。本文综述了MCs的具体的概念、对生物的影响，并对关于MCs在产生机理、分离检测方法和水处理过程中的去除方法等方面的研究进展，并对目前研究的不足提出了几点意见。 关键词：微囊藻毒素，水华，毒素，藻类植物 1.前言 日趋严重的水体富营氧化使水华(Water bloom)发生已成为全球性的环境问题。我国多数淡水湖泊中形成水花的优势藻种，主要为有毒的蓝藻，这些毒藻可产生具有明显肝毒性的肽类物质，称为微囊藻毒素(Microcystins，MCYST)。近年来，由于饮用藻毒素污染的水体，而导致家禽、野生动物中毒，甚至死亡的事件频繁发生，藻类毒素对人体健康的危害已引起了人们的关注。我国的一些饮用水水源也已受到了有毒藻类的严重污染。本文就微囊藻毒素对生物危害、采集、检测及去除微囊藻的方法作了简单的介绍，着重在于微囊藻毒素的产生与环境的关系的介绍。 2.微囊藻毒素（MCYST） 2.1 微囊藻毒素 淡水藻类中，毒性最强、污染最广、最严重的是蓝藻门。目前已肯定的有毒藻类有铜锈微囊藻、水华鱼腥藻、水华束丝藻、阿氏颤藻、泡沫节球藻及念珠藻等。这些藻类不只产生一种毒素，如环境发生变化，一种藻类可产生几种毒素。它是一种肝毒素，这种毒素是肝癌的强烈致癌剂[1]。虽然在1878年Francis就最早报道了泡沫节球藻会对动物产生毒害作用，但人们对藻类分子结构的认识还不满40年。1959年Bishop首次分离出藻毒素后，不断有相关报道发表。美国、日本、澳大利亚、印度、加拿大、芬兰等lO多个国家都曾报道了其湖泊、水库中有毒水华的形成，并分离出有毒藻株[2]。我国的东湖、巢湖、太湖、滇池、淀山湖、黄浦江等饮用水水源及各种湖泊在夏秋季节藻类水华严重，每年长达7—8个月，而天然水体蓝藻水华80％是产毒的[3]。从加拿大、日本、芬兰、美国、中国等地对湖水、河水、水库水、井水及自来水等水样的检测结果看，有的水体中微囊藻毒素检出率高达60％一87％，源水中微囊藻毒素浓度从130ng／ml一2ug／ml不等，经加氯处理后的浓度也有0．09—0．6ug ／L不等[4]。由此可见淡水水源受到微囊藻毒素污染的严重状况。 2.2 微囊藻毒素对生物的影响 MCYSTs主要以肝脏为靶器官[5-6]。动物经灌喂或腹腔注射后，破坏细胞内的蛋白磷酸化平衡，改变多种酶活性，引起肝脏病变，造成一系列的生理紊乱。中毒症状主要表现为虚 - 1 -
水中微囊藻毒素测定
编号： 作业指导书水中微囊藻毒素的测定高效液相色谱法 临江市环境保护监测站
1、方法提要 微囊藻毒素在238nm下有 1、方法的适用范围 本标准规定了高效液相色谱法和间接竞争酶联免疫吸附法测定水中微囊藻毒素（环状七肽）的条件和详细分析步骤。 本标准适应于饮用水、湖泊水、河水、地表水中微囊藻毒素的测定。 样品中微囊藻毒素的检出限：高效液相色谱法和酶联免疫吸附法均匀为μg/L。 2、微囊藻毒素的分子式、分子质量及结构式 分子式 微囊藻毒素-RR(MC-RR):C49H75N13O12, 微囊藻毒素-YR(MC-YR):C52H72N10O13, 微囊藻毒素-LR(MC-LR):C49H74N10O12.。 分子质量 MC-RR:,MC-YR:μg,MC-LR:μg。 结构式
MC-RR、MC-YR、MC-LR、X和Y 表1 MC-RR、MC-YR、MC-LR、X和Y 3、水样采集和保存 用采水器采集1500ml～2000ml水样（水样采集后，应在4 h内完成以下前处理步骤）。用500目的不锈钢筛（）过滤，除去水样中大部分浮游生物和悬浮物。取过滤后的水样1200ml于玻璃杯式滤器（）中，依次经滤膜（）减压过滤。准确量取1000ml 滤液置于棕色试剂瓶中。注：如减压过滤后的水样不能立即分析，可置于玻璃容器中，在-20℃保存，30d内分析完毕。 4、试剂和材料 除非另有说明，分析时均使用符合国家标准的分析纯试剂和不含有机物的蒸馏水。
甲醇，HPLC级（色谱级甲醇） 二氯甲烷，农残级 阿特拉津标准贮备溶液，ρ=100μg/mL。 准确称取阿特拉津标准样品，用少量二氯甲烷溶解后，再用甲醇准确定容至100mL，作为阿特拉津标准贮备溶液。在4℃冰箱中保存，保存期半年。 阿特拉津标准使用液，ρ=μg/mL。 取阿特拉津标准贮备溶液于容量瓶中，甲醇定容，混匀，配制成标准使用溶液。在4℃冰箱中保存，保存期半年。 无水硫酸钠：在400℃灼烧4小时，冷却后密闭保存在玻璃瓶中。 氯化钠：在400℃灼烧4小时，冷却后密闭保存在玻璃瓶中。 5、仪器和设备 除非另有说明，分析时均使用符合国家标准A级玻璃量器。 高效液相色谱仪：具有可调波长紫外检测器或二极管阵列检测器。 色谱柱：填料为μm ODS,柱长200mm，内经反相色谱柱或其他性能相近的色谱柱。 振荡器：可调速。 浓缩装置：旋转蒸发装置或K-D浓缩器、浓缩仪等性能相当的设备。 分液漏斗：250mL。
微囊藻毒素研究进展
微囊藻毒素研究进展 摘要：微囊藻毒素(Microcystins，MCYSTs，MCs)为富营养化淡水水体中最常见的藻类毒素，从毒理学、环境科学、生物学及化学等方面对MCs 巳的研究已有较多报道。本文综述了MCs 的具体的概念、对生物的影响，并对关于MCs 在产生机理、分离检测方法和水理过程中的去除方法等方面的研究进展，并对目前研究的不足提出了几点意见。 关键词：微囊藻毒素，水华，毒素，藻类植物 1. 前言 日趋严重的水体富营氧化使水华(Water bloom)发生已成为全球性的环境问题。我国多数淡水湖泊中形成水花的优势藻种，主要为有毒的蓝藻，这些毒藻可产生具有明显肝毒性的肽类物质，称为微囊藻毒素(Microcystins，MCYST)。近年来，由于饮用藻毒素污染的水体，而导致家禽、野生动物中毒，甚至死亡的事件频繁发生，藻类毒素对人体健康的危害已引起了人们的关注。我国的一些饮用水水源也已受到了有毒藻类的严重污染。本文就微囊藻毒素对生物危害、采集、检测及去除微囊藻的方法作了简单的介绍，着重在于微囊藻毒素的产生与环境的关系的介绍。 2. 微囊藻毒素（MCYST） 2.1 微囊藻毒素 淡水藻类中，毒性最强、污染最广、最严重的是蓝藻门。目前已肯定的有毒藻类有铜锈微囊藻、水华鱼腥藻、水华束丝藻、阿氏颤藻、泡沫节球藻及念珠藻等。这些藻类不只产生一种毒素，如环境发生变化，一种藻类可产生几种毒素。它是一种肝毒素，这种毒素是肝癌的强烈致癌剂[1]。虽然在1878 年Francis就最早报道了泡沫节球藻会对动物产生毒害作用，但人们对藻类分子结构的认识还不满40 年。1959 年Bishop首次分离出藻毒素后，不断有相关报道发表。美国、日本、澳大利亚、印度、加拿大、芬兰等lO多个国家都曾报道了其湖泊、水库中有毒水华的形成，并分离出有毒藻株[2]。我国的东湖、巢湖、太湖、滇池、淀山湖、黄浦江等饮用水水源及各种湖泊在夏秋季节藻类水华严重，每年长达7—8 个月，而天然水体蓝藻水华80％是产毒的[3]。从加拿大、日本、芬兰、美国、中国等地对湖水、河水、水库水、井水及自来水等水样的检测结果看，有的水体中微囊藻毒素检出率高达60％一87％，源水中微囊藻毒素浓度从130ng／ml一2ug／ml不等，经加氯处理后的浓度也有0．09—0．6ug／L不等[4]。由此可见淡水水源受到微囊藻毒素污染的严重状况。 2.2 微囊藻毒素对生物的影响 MCYSTs主要以肝脏为靶器官[5-6]。动物经灌喂或腹腔注射后，破坏细胞内的蛋白磷酸化平衡，改变多种酶活性，引起肝脏病变，造成一系列的生理紊乱。中毒症状主要表现为虚弱、呼吸沉重、皮肤变白、呕吐、腹泻、毛立和嗜睡等。Mcelhiney等[7]发现MC—LR的存在可对茄属植物(Solanum)的生长和豆类植物(Phaseolus vulgaris)根的发育产生不良影响。Singh等[8]研究了MC对藻类、微生物和真菌生长的效应，发现在初始50 mg／L的MC可完全抑制灰色念珠藻和鱼腥藻的生长并使藻细胞溶解，观察到了MC对二氧化碳的吸收和光合作用的不良影响，同时推断出铜绿微囊藻通过MC的杀藻作用是保持其在自然条件下保持为优势藻种的重要原因。 2.3 微囊藻毒素的结构 Louw认为，微囊藻毒素是一种具有强烈慢性肝脏中毒特征的生物碱。Hughes等（1958）发现并分离得到铜绿微囊藻NRC-1 有毒品系。Bishop等（1959）对铜绿微囊藻NRC-1 品系的毒性作全面研究，发现这种微囊藻毒素是由7 种氨基酸组成的小分子环状多肽，为单环结构：D-丙氨酸-L-X-赤-β-甲基-D-异谷氨酸-Mdha。其中Mdha是一种特殊氨基酸；Adda为3-氨基-9-甲氧基-2，6，8-三甲基-10-苯-4，6-二烯酸；X和Y为两种可变L氨基酸（图1）[9] 。目前已鉴定约有65 个微囊藻毒素变式，其中多数毒性较高，如MCYST-LR、MCYST-RR和
微囊藻毒素健康风险评价
微囊藻毒素健康风险评价 1、暴露途径 人群接触微囊藻毒素（MCs）的常规途径为饮水暴露、食物暴露和娱乐暴露。根据深圳市市民的生活习惯，市民接触MCs的主要途径一条为直接饮用未经处理的河流水和水库水，另一条途径为食用河流水库中的鱼类水产品。 国家《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）中规定饮用水MC-LR的最高浓度为1μg/L，《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）中规定地表水MC-LR最高浓度为10μg/L，根据文献调研中浙江和重庆某水库河流的MC-LR浓度数据[1-2]保守估计深圳河流域水库的MC-LR浓度为5μg/L，饮用水中MC-LR浓度为1μg/L。由于生物富集作用，推测鱼类水产品肌肉中MC-LR浓度为0.05μg/g，假定深圳市每日人均水产品摄入量为30g。 目前国际上尚无MC-LR的致癌风险的研究数据，故本文仅对MC-LR的非致癌健康风险进行初步平均评价。 2、非致癌风险评估 2.1 饮水途径非致癌风险 采用USEPA水环境健康风险评估模型定量评估深圳河流域MC-LR对人群的健康风险。 Rni= Di RfDi×L 式中：Rni——化合物i通过饮水途径所带来的年非致癌风险度，a-1； Di——化合物i通过饮水途径单位体重的日均暴露计量，mg/(kg×d)； RfDi——化合物i通过饮水途径的参考计量，mg/(kg×d)； L——人均预期寿命，a。 通过饮水途径的单位体重的日均暴露计量计算： Di=α×l×Ci/BW 式中：l——成人日均饮用水量，取2.5L/d； α——饮用未处理水系数，取0.1； Ci——水环境中化合物i的实际质量浓度，mg/L； BW——成人人均体重，取70kg。 2.2 食物途径非致癌风险 采用国际环境建模和软件协会（iEMSs）推荐优化的USEPA模型进行食入途径的非致癌风险健康评估。
水体中微囊藻毒素的去除研究进展
去除水体中的微囊藻毒素的研究进展 摘要：本文概述了受微囊藻毒素污染的水体的各种处理技术，着重介绍了高级氧化技术处理微囊藻毒素的研究。介绍了这种高级氧化技术处理微囊藻毒素的操作条件，及氧化机理。并依据实验随测得的数据分析了它们的动力学级数极组要的反应参数的影响。 关键词：高级氧化技术；微囊藻毒素；动力学；机理 1．前言 囊藻毒素(microcystins，MCs)是有毒蓝藻产生的代谢物，是“水华”中出现频率最高、产生量最大和危害最严重的藻毒素。MCs通过与蛋白磷酸酶中丝氨酸/苏氨酸亚基结合，能够特异性地抑制蛋白磷酸酶PP1和PP2A活性，相应增加蛋白激酶的活性，从而导致细胞内多种蛋白质高度磷酸化，打破了磷酸化和脱磷酸化的平衡，并通过细胞信号系统放大这种生化效应。MCs可改变多种酶活性，引起细胞内一系列生理生化反应紊乱，导致肝细胞损伤，甚至促进肿瘤的发生。[1]世界卫生组织推荐的饮用水中藻毒素以MC-LR代表的标准值为1.0μg.L -1。因此，采取有效手段消除水中藻毒素已成为水环境科学领域新的热点、难点研究课题。 2．微囊藻毒素的去除 2.1物理法去除MCs 1）吸附法：大量研究结果证明，活性炭可成功应用于饮用水中MCs的去除，但吸附效能受活性炭孔径、营养底物竞争性吸附和pH 值的影响。一般的具有高比率中孔和大孔的活性炭对MC-LR的吸附能力较强，活性炭在高pH值条件下对MC-LR的吸附能力高于中性条件下。 2）膜过滤法：目前许多国家用反渗透技术来处理饮用水。研究发现RO对MC-LR和MC-RR的截留率大于95%；超滤对MCs的去除达98%；纳滤可完全去除水中的MCs。但是膜过滤法去除的成本太高，一般不太实用。 2. 3生物法除MCs 生物去除MCs的原理是利用能降解吸收MCs的细菌菌种。提取分离培养该种细菌是关键。 1）天然微生物降解法微生物降解是MCs天然降解的主要途径，在细菌等微生物作用下，改变MCs结构中Adda侧链结构，降低其毒性。MCs化学结构非常稳定，因此只有一些特殊的微生物才具备降解毒素的能力。李祝认为：与其它水生生物相比，细菌具有较高的降解效率，在生物降解中起主导作用，可以通过微生物降解去除MCs。目前也有利用基因工程构建培育工程菌，但利用改良微生物法去除藻毒素在实际应用中存在较多的问题，上不能引入到大自然中去。 2）生物膜法除MCs。生物膜可机械截留、吸附、捕食、微生物降解掉水中
微囊藻毒素引起肝脏损伤的研究进展
微囊藻毒素引起肝脏损伤的研究进展 摘要】微囊藻毒素可以特异性作用于肝脏，引起肝脏损伤，进而导致肝癌发生，本文对微囊藻毒素肝脏损伤作用特点及作用机理等方面研究进展进行综述。微囊 藻毒素可明显损伤肝脏细胞，影响肝脏细胞形态的完整性，同时影响肝细胞的生 理生化功能，引起细胞内酶学改变。另外，藻毒素对DNA可造成损伤，进而影响肝脏功能，造成肝脏损伤。其机制包括：抑制丝氨酸／苏氨酸蛋白磷酸酶PP1和PP2A活性，使体内蛋白质过磷酸化；引起肝细胞内活性氧类（ROS）如过氧化物、羟基增加，造成脂质过氧化和DNA损伤；抑制肝细胞GJIC功能。 【关键词】微囊藻毒素肝脏损伤 【中图分类号】R657.3 【文献标识码】A 【文 章编号】1672-5085（2014）14-0058-02 近年来，随着人类生产、生活活动的迅速发展以及工农业排污的增加，水体 富营养化日益加剧，导致江河湖泊中藻类尤其是蓝藻异常生长繁殖，其产物―蓝 藻毒素尤其是微囊藻毒素（Microcystins, MC）不仅破坏了水生生态系统的平衡， 而且给人类生命健康造成巨大的影响，由微囊藻毒素引起的人和动物急性中毒和 死亡事件屡屡发生。 我们根据藻类毒素的作用方式，可将其分为肝毒素(如微囊藻毒素)、神经毒 素(如类毒素)、皮肤刺激物或其他毒素。其中，肝毒素因可特异性地作用于肝脏，引起肝脏的损伤，危害最大。它主要是由微囊藻、项圈藻和念珠藻等属的某些种 类产生，但是大部分肝毒素都是微囊藻毒素。目前发现的该种类毒素至少有60 多种，常见的是LR、RR、YR三种毒素。饮水中的MC污染与肝肿瘤发生的相关 性已得到流行病学证明。目前，以微囊藻毒素为代表的藻类肝毒素已被公认为是 除肝炎病毒和黄曲霉毒素以外，环境中导致肝癌发生的第三个重要原因，可与乙 肝病毒和黄曲霉毒素协同致癌[1]。本文就微囊藻毒素引起肝脏损伤的研究进展综 述如下。 1．肝脏损伤作用特点 研究表明，微囊藻毒素主要通过侵蚀小肠粘膜上皮细胞和粘膜固有层而进入 血浆中，然后转运到肝、肺和心脏，最后分布到全身。机体是通过小肠和大肠的 杯状细胞分泌粘液来排泄MC[2，3]。同时放射性自显影研究表明，125I-MCLR在 肝脏内定位于肝细胞核内。最新研究发现有机阴离子转运多肽超家族（啮齿动物Oatps，人类OATPs）与调节转运藻毒素进入肝细胞以及通过血脑屏障有关，并且 可能决定了藻毒素的器官特异性。 微囊藻提取物（MCE）可明显损伤肝脏细胞，影响肝脏细胞形态的完整性。 动物实验造成藻毒素急性中毒时，肝脏损伤表现为：广泛出血、坏死、肝脏肿胀、淤血、肝/体比重增加。光镜下可见Diss间隙微绒毛消失，肝窦状血管破坏、血 窦内皮损伤、细胞索破坏，细胞间隙增大。电镜下，肝细胞超微结构发生改变， 出现粗面内质网折叠、线粒体脊膜扩张、胞质空泡样变、浆膜反折，细胞内器重 新分布，有时可见核崩解，肝细胞索压缩，细胞骨架破坏，肝细胞坏死融合成带，出现桥接样坏死[4]。Batisda T等[5]发现MCLR对原代人类肝细胞也可造成类似影响，如肝细胞空泡样变、裂解、相互分离，细胞核浓缩。Falconer等[6]用含MC 的水喂饲小鼠1年后，小鼠肝细胞呈现渐进性的损伤和坏死，肝脏纤维化样变， 淋巴细胞、中性粒细胞浸润，肝组织淀粉样变，表明MC可引起受试小鼠肝脏的 慢性炎症。