Методы контроля численности цианобактерий в водоемах и очистки питьевой воды от цианотоксинов

Калинникова Т.Б.; Гайнутдинов М.Х.; Шагидуллин Р.Р.

УДК 574.5+615.917+628.16

Т.Б. Калинникова, М.Х. Гайнутдинов, Р.Р. Шагидуллин

Институт проблем экологии и недропользования АН РТ, tbkalinnikova@gmail. com

МЕТОДЫ КОНТРОЛЯ ЧИСЛЕННОСТИ ЦИАНОБАКТЕРИЙ В ВОДОЕМАХ И ОЧИСТКИ ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ ОТ ЦИАНОТОКСИНОВ

Цианотоксины представляют потенциальную опасность для здоровья человека при их поступлении в организм с питьевой водой. Поэтому важен контроль как численности токсичных цианобактерий на водозаборах, так и эффективности очистки питьевой воды от цианобактерий и продуцируемых ими токсинов. В работе дана характеристика уровней опасности загрязнения воды цианотоксинами и приведены программы мониторинга водных объектов в зависимости от численности цианобактерий в водоеме. Представлен обзор физических, химических и биологических методов снижения численности цианобактерий в водоемах. Рассмотрены методы очистки питьевой воды от цианотоксинов.

Ключевые слова: цианобактерии; цианотоксины; контроль численности цианобактерий; очистка питьевой воды от цианотоксинов.

Введение

Доступность безопасной питьевой воды имеет важное значение как для здоровья отдельного человека, так и в качестве одного из компонентов эффективной политики в области охраны здоровья. Значение водоснабжения, санитарии и гигиены для здоровья и развития обсуждалось на нескольких конференциях, таких как Международная конференция по первичной медико-санитарной помощи (Алма-Ата, Казахстан, 1978), Всемирная конференция по водоснабжению (Мар-дель-Плата, Аргентина, 1977), положившая начало десятилетию водоснабжения и санитарии (1981-1990), и Всемирная встреча на высшем уровне в Йоханнесбурге в 2002 г., посвященная устойчивому развитию общества. В 2000 г. Генеральной Ассамблеей ООН были сформулированы «Цели Тысячелетия развития». Позднее Генеральная Ассамблея ООН провозгласила период с 2005 по 2015 гг. Международным десятилетием действий под лозунгом «Вода для жизни».

Всемирной организацией здравоохранения (ВОЗ) были приняты «Международные стандарты питьевой воды», опубликованные в 1958, 1963 и 1971 гг. Развитием этих стандартов стало «Руководство по качеству питьевой воды», изданное ВОЗ в 1983-1984 гг. и переизданное в 1993-1997, 2004 и 2011 гг. Руководство подробно рассматривает химическое, радиологическое и бактериальное загрязнение питьевой воды, влияние этих видов загрязнений на здоровье человека и методы выявления соответствующих загрязнителей. В разделе, посвященном бактериальному загрязне-

нию воды, отмечается необходимость контроля не только патогенных микроорганизмов, вирусов и простейших, но и непатогенных микроорганизмов - цианобактерий (WHO, 2011).

Цианобактерии представляют собой фотосин-тезирующие бактерии, содержащие хлорофилл а. Цианобактерии широко распространены в пресноводных экосистемах, реже они встречаются в морской воде и в почве. Проблема загрязнения воды, связанная с цианобактериями, заключается в их способности синтезировать и выделять в окружающую среду токсические вещества -цианотоксины. На численность цианобактерий в воде оказывают влияние такие факторы, как интенсивность освещения, фотопериод, доступность питательных веществ (особенно фосфора), температура воды, pH воды и скорость течения. В связи с современными глобальными изменениями климата Земли необходимо учитывать еще несколько факторов, способствующих увеличению содержания цианотоксинов в водоемах. Во-первых, глобальное потепление климата Земли может способствовать расширению ареала обитания «теплолюбивых» цианобактерий. Во-вторых, засухи способствуют повышению концентрации питательных веществ в водоемах и понижению уровня воды (что, в свою очередь, обеспечивает лучшее проникновение света) и, тем самым, создают благоприятные условия для увеличения численности цианобактерий. В-третьих, сильные ливни приводят к смыванию большого количества загрязняющих веществ в водоемы. Это, в свою очередь, увеличивает количество

питательных веществ в воде и создает лучшие условия для размножения цианобактерий. Кроме того, увеличение привнесения пресных вод в реки из-за увеличенного стока может разбавлять устьевую среду и способствовать цветению токсичных цианобактерий. Например, большое цветение Microcystis aeruginosa в верхнем устье залива Сан-Франциско распространилось на 180 км водных путей; во всех отобранных пробах, а также в зоопланктоне и тканях моллюсков были обнаружены микроцистины (Fristachi, Hall, 2008).

Цианотоксины обычно подразделяют на группы, которые отражают их токсическое действие на системы и органы человека (Codd et al., 2005): гепатотоксины, нейротоксины и дерматоксины. В организм человека цианотоксины могут попасть при питье воды, приеме биологически активных пищевых добавок на основе цианобактерий, а также во время купания в водоемах в период активного «цветения» цианобактерий. Токсическое действие цианотоксинов на организмы человека и животных рассмотрено в нашей предыдущей работе (Калинникова и др., 2017). Настоящая работа посвящена описанию методов очистки питьевой воды от цианотоксинов.

Характеристика уровней загрязнения воды цианотоксинами

ВОЗ рекомендовано допустимое ежедневное употребление микроцистинов (0.04 мкг/кг массы тела) и содержание микроцистинов в питьевой воде (1 мкг/л) (WHO, 2011). Ряд стран принял эти рекомендации (Чешская Республика, Франция, Япония, Корея, Новая Зеландия, Норвегия, Польша, Бразилия, Испания), в то время как в других странах, в зависимости от их условий среды, приняты собственные допустимые концентрации ми-кроцистинов в воде (Австралия и Канада) (Drobac et al., 2013). В Бразилии принят этот стандарт (1 мкг/л) для микроцистинов, и введены рекомендательные предельные концентрации для цилин-дроспермопсина (15 мкг/л) и сакситоксинов (3 мкг/л) (Burch, 2008).

Для обеспечения населения питьевой водой, безопасной в отношении содержания в ней циа-нотоксинов, необходимо решение триединой задачи: (1) мониторинг численности цианобактерий и содержания цианотоксинов в источниках водоснабжения; (2) снижение численности цианобак-терий и содержания цианотоксинов в источниках водоснабжения; (3) очистка воды для конечного потребителя от цианотоксинов.

Национальные стандарты качества питьевой воды большинства стран не содержат необходимости анализа содержания цианотоксинов. Соот-

ветственно, в этих странах отсутствуют программы мониторинга численности цианобактерий в источниках водоснабжения. Основные принципы мониторинга численности цианобактерий были разработаны исходя из опыта стран, население которых чаще других подвергается негативному действию цианотоксинов (Австралия и страны Южной Африки), и описаны в Руководстве, подготовленном Глобальной коалицией центров по изучению водных ресурсов (Global water research coalition) (International guidance..., 2009). Мониторинг включает в себя визуальную оценку состояния водоемов, отбор проб воды и их лабораторный анализ для определения видового состава цианобактерий, их численности и содержания ци-анотоксинов. В настоящее время существует несколько подходов к оценке опасности загрязнения воды цианобактериями.

G. Newcombe с соавторами (2010) выделяют четыре уровня опасности по загрязнению воды цианобактериями и предлагают соответствующие им программы мониторинга водных объектов (табл. 1).

H.H. Du Preez и L. Van Baalen (2006) также выделяют несколько уровней опасности загрязнения воды, основываясь на численности циа-нобактерий и их идентификации. Стандартная программа мониторинга состояния водоемов позволяет выявить момент наступления «уровня настороженности», или низкого уровня опасности загрязнения воды цианобактериями. На этой стадии необходим регулярный отбор проб воды и анализ численности цианобактерий, а также визуальное наблюдение за состоянием водоема. При среднем уровне опасности (более 2000 клеток ци-анобактерий в 1 мл) пробы воды необходимо отбирать чаще, проводить анализ содержания в воде цианотоксинов и оценивать токсичность воды в экспериментах с мышами. Высокий уровень опасности, по мнению этих авторов, характеризуется численностью клеток цианобактерий более 100000 в 1 мл (первичная опасность) и наличием микроцистинов в концентрации более чем 0.8 мкг/л (вторичная опасность). Важными задачами на этой стадии загрязнения являются оптимизация обработки водоема, ежедневный контроль численности цианобактерий и концентрации ци-анотоксинов и оценка токсичности воды для мышей. Очень высокий уровень загрязнения характеризуется содержанием микроцистинов в концентрации более 2.5 мкг/л либо положительным тестом на мышах. При таком уровне опасности необходима дальнейшая оптимизация обработки водоема, ежедневный контроль численности цианобактерий и концентрации цианотоксинов

Таблица 1. Уровни опасности по загрязнению воды цианобактериями (International Guidance..., 2009)

Уровень опасности Характеристика уровня Рекомендуемые действия

Низкий 500-2000 клеток цианобактерий в 1 мл (отдельные виды или общее количество клеток цианобактерий) Регулярный мониторинг в случае доминирования известного продуцента цианотоксинов Еженедельный отбор проб и подсчет клеток Регулярное визуальное обследование водоема для выявления "цветения" воды

Средний Концентрация циано-токсинов составляет 1/3-1/2 ПДК для ми-кроцистинов в питьевой воде 2000-6500 клеток Microcystis aeruginosa в 1 мл или общее количество цианобактерий 0.2-0.6 мм3/л при доминировании известного продуцента цианотоксинов Отбор проб воды дважды в неделю для определения темпа роста популяции и распределения цианобактерий в водоеме Отслеживание изменения состава проб воды с течением времени Принятие решения о необходимости оценки токсичности воды и мониторинга содержания токсинов

Высокий Концентрация циано-токсинов близка к ПДК для микроцистинов в питьевой воде Более 6500 клеток Microcys-tis aeruginosa в 1 мл или общее количество цианобак-терий более 0.6 мм3/л при доминировании известного продуцента цианотоксинов Оценка возможного риска для здоровья человека с учетом данных мониторинга токсинов и эффективности методов обработки водоема. Подготовка рекомендаций для потребителей, использующих неочищенную воду Мониторинг состояния водоема такой же, как при среднем уровне опасности Мониторинг содержания цианотоксинов в конечной воде, поставляемой потребителям

Очень высокий Концентрация циано-токсинов превышает ПДК для микроцисти-нов в питьевой воде в 10 и более раз Более 65000 клеток Micro-cystis aeruginosa в 1 мл или общее количество цианобактерий более 6 мм3/л Немедленное информирование надзорных органов Подготовка рекомендаций для потребителей, использующих неочищенную воду Оценка токсичности или определение содержания цианотокси-нов в источнике водоснабжения и в питьевой воде Мониторинг водоема такой же, как при среднем уровне опасности При отсутствии обработки водоема и высокой степени опасности для здоровья населения необходимы альтернативные источники водоснабжения Мониторинг содержания токсинов необходимо продолжать и после существенного снижения численности цианобактерий (например, до получения трех последовательных результатов об отсутствии цианобактерий в пробах воды)

и выполнение тестов на мышах. В работе особо отмечается необходимость обеспечения населения водой из альтернативных источников, если концентрация микроцистинов составляет от 2.5 до 5.0 мкг/л в течение восьми последовательных дней или превышает 5 мкг/л в течение двух дней подряд.

В качестве косвенного метода определения загрязнения воды цианобактериями H.H. Du Preez и L. Van Baalen (2006) предлагают использовать концентрацию хлорофилла а в воде. Такой способ мониторинга цианобактериального загрязнения не специфичен, но удобен тем, что в настоящее время разработаны методы дистанционного определения содержания хлорофилла в водных объектах (Colomina, Molina, 2014; Kubiak et al., 2016).

Методы снижения численности цианобак-терий в водоемах

Высокая скорость увеличения численности цианобактерий, приводящая к «цветению» воды

и образованию тины, определяется комплексом биологических, химических и физических факторов, таких как доступность питательных веществ, температура воды, степень стратификации водоема, климатические условия, морфология водоема и гидродинамическая стабильность. При этом самым существенным фактором, влияющим на динамику численности цианобактерий, является содержание в воде азота и, особенно, фосфора, или эвтрофикация водоема. Поэтому для контроля численности цианобактерий в водоеме необходимо в первую очередь снизить возможное поступление органических веществ в воду. В настоящее время существует несколько методов снижения численности цианобактерий в водоемах: физические, химические и биологические. Эти методы представлены в таблице 2.

Физические методы контроля

Перемешивание. В период летней стратификации температура верхних слоев воды в водо-

Таблица 2. Методы контроля численности цианобактерий (International Guidance..., 2009)

Методы контроля

Физические Искусственная дестратификация, аэрация, перемешивание Разбавление воды с целью уменьшения благоприятного периода для развития цианобактерий Очистка дна с целью устранения бентосных водорослей Снижение уровня воды с целью устранения бентосных водорослей Удаление донных отложений для уменьшения поступления питательных веществ в воду

Химические Снижение поступления фосфора из донных отложений за счет использования фос-фор-связывающих реагентов Использование веществ с альгицидным и альгистатическим действием Использование коагулянтов Гиполимническая оксигенация

Биологические Использование вирусов и инфекционных бактерий Биоманипуляции, увеличивающие поедание цианобактерий или конкуренцию за свет и питательные вещества

еме выше, чем в нижних; верхние слои хорошо освещены. Одновременно с этим в гиполимнио-не наблюдается дефицит кислорода, а такие вещества, как аммоний, фосфор, железо и магний высвобождаются из донных отложений, переходя в растворенные формы. Доступность питательных веществ создает благоприятные условия для неконтролируемого роста цианобактерий. Циа-нобактерии рода Microcystis и Anabaena обладают высокой плавучестью за счет содержащихся в их клетках пузырьков воздуха и могут перемещаться вертикально в толще воды. Это позволяет им эффективно использовать свет и тепло на поверхности воды и питательные вещества в более глубоких слоях. Перемешивание воды прерывает такое поведение цианобактерий, ограничивает доступность питательных веществ и, как следствие, замедляет развитие цианобактерий. Кроме того, насыщение гиполимниона кислородом предотвращает высвобождение питательных веществ и способствует их поглощению донными отложениями (Becker et al., 2006; Heo, Kim, 2004; Reynolds et al., 1983). Для перемешивания воды используют аэраторы и механические миксеры. Дестратификацию можно применять в разные сезоны года с учетом температуры воды на разной глубине (Schladow, 1993).

Другие физические методы. Многие циано-бактерии образуют в водоеме плотную пену, которую можно удалять механически при помощи устройства для сбора нефти с поверхности воды (International Guidance ..., 2009). При вспышке численности цианобактерий на реке Суон вблизи города Перт, Австралия с успехом была применена коагуляция с помощью полихлорида алюминия с последующим удалением пены цианобактерий

устройством для сбора нефти (Atkins et al., 2001).

Бентосные цианобактерии можно удалять, используя физические методы, такие как понижение уровня воды в водоеме с последующим подсушиванием и/или соскабливанием цианобактерий с подводных камней. К сожалению, этот способ не всегда приводит к желаемому результату. Известно, что бентосные цианобактерии могут быть устойчивы к высушиванию, а физические методы их удаления могут привести к помутнению воды и к высвобождению токсинов (Hobson et al., 2009).

При высоком содержании органических веществ, высвобождающихся из донных отложений, допустимо удаление этих осадков. Однако способ этот трудоемкий и дает лишь краткосрочный результат. Его применение возможно лишь при минимизации поступления органических веществ в водоем.

Химические методы контроля

Химические методы применяют как для контроля содержания питательных веществ в водоемах, так и для контроля численности цианобак-терий.

Химические методы контроля содержания питательных веществ

Гиполимническая оксигенация. Главная цель гиполимнической оксигенации заключается в повышении содержания кислорода в гиполим-нионе для уменьшения либо предотвращения поступления органических веществ из донных отложений при сохранении существующей стратификации водоема. При этом содержание питательных веществ в верхних слоях воды становится недостаточным для развития цианобактерий. Для насыщения гиполимниона кислородом используют воздушные помпы, боковую подачу кислорода

и непосредственное закачивание кислорода. Эти методы достаточно дорогие, поэтому прежде, чем принять решение об их применении необходимо тщательно изучить гидродинамику водоема, темп высвобождения питательных веществ из осадочного слоя и поступление органических веществ из внешних источников (Beutel, Home, 1999).

Осаждение и «кэпирование» фосфора. Для осаждения фосфора обычно используют сульфат алюминия, хлорид железа, сульфат железа, известь и частички глины. Эффективность этих обработок зависит от гидродинамики, качества воды и ее химического состава, поскольку фосфор может присутствовать в воде как в растворенном виде, так и/или в виде суспензии в зависимости от турбулентности нижних слоев воды и их насыщенности кислородом. Для предотвращения высвобождения фосфора из донных отложений используют так называемое «кэпирование» - покрытие осадков пленкой для осаждения и адсорбции питательных веществ. Этот метод включает в себя окисление железа до нерастворимых форм или адсорбцию с использованием цеолитов, бокситов, модифицированной бентонитовой глины и кальцита. И в этом случае эффективность применения метода будет зависеть от химических и иных условий в водоеме (Chorus, Mur, 1999).

Химические методы контроля численности цианобактерий

Коагулянты. Коагулянты используют для осаждения клеток цианобактерий на дно водоема. Не имея доступа к свету, цианобактерии не могут размножаться и, в конечном счете, погибают. В качестве коагулянтов используют сульфат алюминия, хлорид железа, сульфат железа, известь или сочетание извести с солями металлов. При коагуляции есть вероятность повреждения и лизиса клеток цианобактерий, что приводит к высвобождению метаболитов и повышению концентрации цианотоксинов в воде (Chow et al., 1999).

Альгициды. Альгициды применяют для уничтожения цианобактерий в водоемах. Поврежденные или погибшие клетки лизируют, что приводит к выбросу цианотоксинов в воду. Поэтому данный метод желательно применять на ранних стадиях «цветения» водоема, когда численность циано-бактерий низкая, и токсические вещества можно эффективно удалить при дальнейшей очистке воды. При обработке водоемов, которые являются источниками питьевой воды для населения, необходимо выбирать оптимальную дозу химических веществ, достаточную для уничтожения циано-бактерий с минимальным остаточным эффектом. Важное значение имеет участок водоема, где при-

меняется альгицид, и способ внесения (например, с лодки, или распыление с воздуха), а также накопление альгицидов в донных отложениях. В качестве альгицидов в основном применяют соединения меди (сульфат, цитрат, комплексы ионов меди (II) с алканоламином, этилендиамином и триэта-ноламином), перманганат калия, хлор, ячменную солому (Current methodology..., 1987; Fitzerald, Faust, 1963; Fitzerald, 1966; Holden, 1970; Humburg et al., 1989; International guidance., 2009; McKnight et al., 1983; Murphy et al., 1990; Newman, Barrett, 1983; Welch et al., 1990). Соединения меди вызывают окислительный стресс в клетках цианобактерий, что приводит к их гибели. Важно отметить, что соединения меди токсичны для многих организмов зоопланктона, других беспозвоночных и рыб (Hrudey et al., 1999). Эти вещества обладают бактерицидным действием и могут вызвать гибель бактерий, участвующих в деградации цианотоксинов. Кроме того, соединения меди накапливаются в донных отложениях (Hanson, Stefan, 1984; Sanchez, Lee, 1978).

Из альгицидов на основе соединений меди чаще всего используют сульфат меди. Он высокоэффективен против цианобактерий рода Anabae-na, Microcystis, Aphanizomenon, Gomphosphaeria и Rivularia, эффективен против Cylindrospermum, Planktothrix и Plecronema. Цианобактерии рода Nostoc и Phormidium устойчивы к сульфату меди. Эффективность применения сульфата меди зависит от pH воды и сильно снижается в щелочной среде, в частности из-за образования комплексных соединений с органическими веществами, содержащимися в воде. Для предотвращения комплек-сообразования были разработаны альгициды на основе хелатных соединений меди. Более высокая стоимость хелатных соединений по сравнению с сульфатом меди компенсируется их более высокой эффективностью (International Guidance., 2009).

Перманганат калия в качестве альгицида используется очень редко. Его эффективная доза составляет 1-8 мг/л (Fitzerald, 1966).

Хлор используется главным образом при очистке воды для конечного потребителя, хотя он может применяться и в водоемах. Его эффективная концентрация составляет 0.25-2.0 мг/л в пересчете на свободный хлор (Holden, 1970).

Перекись водорода избирательно повреждает клетки цианобактерий, не повреждая зеленые водоросли (Drabkova et al., 2007). Для обработки водоемов обычно используют твердые гранулы пероксигидрата карбоната натрия. В воде эти гранулы распадаются на карбонат натрия и перекись водорода. Перекись водорода образует свободные гидроксильные радикалы, повреждающие мем-

браны клеток и нарушающие физиологические процессы в клетках (International Guidance..., 2009).

При использовании химических веществ для контроля численности цианобактерий необходимо помнить о том, что их применение может иметь серьезные экологические последствия. Как уже упоминалось, альгициды разрушают клетки циа-нобактерий, что приводит к выбросу метаболитов, в том числе цианотоксинов, в воду. Поэтому желательно не использовать водоем в хозяйственных целях некоторое время после обработки альги-цидами. К сожалению, точное время деградации цианотоксинов определить сложно, поскольку оно зависит от многих факторов (температура, pH воды, активность бактериоценоза и др.). По разным оценкам время разложения микроцистинов и цилиндроспермопсинов может составлять от 3-4 дней до нескольких месяцев. Сакситоксины вообще не подвергаются биодеградации, но могут подвергаться биотрансформации с образованием более токсичных соединений (International Guidance..., 2009).

Биологические методы контроля численности цианобактерий

Биологический контроль численности цианобактерий может осуществляться двумя путями: (1) увеличение в водной экосистеме количества организмов, питающихся цианобактериями; (2) увеличение конкуренции за питательные вещества для ограничения роста цианобактерий.

В первом случае необходимо проводить мероприятия, способствующие увеличению численности видов зоопланктона и зообентоса, питающихся цианобактериями. Это снижение численности рыб, питающихся соответствующими видами зоопланктона и зообентоса, и создание благоприятных условий для роста полезных организмов (Chorus, Mur, 1999). Во втором случае для снижения содержания фосфора в воде рекомендуется интродукция макрофитов на мелководьях. Это может привести к снижению численности цианобак-терий и повышению прозрачности воды (Chorus, Mur, 1999).

В научной литературе рассматривается возможность использования бактерий, вирусов, простейших и микроскопических грибов для регуляции численности цианобактерий. Однако эти методы не могут быть рекомендованы к широкому применению, как из-за их низкой эффективности, так и из-за возможности приобретения цианобак-териями устойчивости к этим организмам (Chorus, Mur, 1999).

В качестве одного из перспективных методов

контроля численности водорослей и цианобакте-рий в воде в 1990-е годы рассматривалось применение перепревшей ячменной соломы (Barrett et al., 1996; Jelbart, 1993; Newman, Barrett, 1993). Лабораторные исследования подтвердили альги-статический эффект ячменной соломы как против зеленых водорослей, так и против цианобактерий. Было выдвинуто несколько гипотез, объясняющих механизм альгистатического действия ячменной соломы: продукция антибиотиков грибковой микрофлорой, участвующей в разложении соломы; образование при разложении соломы фенольных соединений, таких как феруловая и пара-кумаро-вая кислоты (Newman, Barrett, 1993). Испытания, проведенные на водных объектах, подтвердили результаты лабораторных исследований (Barrett et al., 1996; Everall, Lees, 1996), либо не выявили заметного влияния ячменной соломы на численность водорослей и цианобактерий в водоемах (International Guidance., 2009).

Благодаря доступности ячменной соломы и простоте ее использования она успешно применяется в Великобритании для обработки водоемов. Центром экологии и гидрологии Великобритании совместно с Научно-исследовательским центром по охране окружающей среды и Центром контроля водной растительности подготовлен информационный бюллетень, детально описывающий применение и механизмы действия ячменной соломы для контроля численности водорослей в водоемах (Information Sheet., 2004).

Применение ячменной соломы для снижения численности водорослей в водоемах широко рекомендовано из-за низкой стоимости и «натуральности» обработки. Однако I.Chorus и L.Mur (1999) не рекомендуют использовать этот метод, поскольку он может привести к образованию неизвестных соединений, токсичных или с сильным запахом, и снижению содержания растворенного кислорода в воде в процессе разложения соломы.

Еще одним методом снижения численности ци-анобактерий в водоемах может быть использование ультразвука. Показано, что ультразвук в зависимости от интенсивности и времени воздействия замедляет рост цианобактерий (Ahn et al., 2003) и вызывает их осаждение из-за разрушения везикул (Zhang et al., 2006). Эффективность обработки зависит и от видового состава цианобактерий (Tang et al., 2004). Возможность использования ультразвука для контроля численности цианобактерий изучена очень мало; существуют серьезные препятствия для применения этого метода в больших водоемах. Тем не менее, дальнейшие исследования могут выявить перспективы использования ультразвука в качестве эффективного не химиче-

ского способа снижения численности цианобакте-рий.

Очистка воды от цианотоксинов и циано-бактерий

Если не удается снизить численность циано-бактерий в водоеме, есть три пути уменьшения количества токсинов в воде, предназначенной для потребителя:

1. Использовать альтернативные источники водоснабжения, не зараженные цианобактериями.

2. При заборе воды применять методы, позволяющие избежать попадания цианобактерий и/или цианотоксинов в систему водоснабжения. Известно, что некоторые цианобактерии способны регулировать свою плавучесть и могут располагаться в водоеме на определенной глубине. Поэтому если откачивать воду с тех глубин, где цианобактерии отсутствуют, можно избежать их попадания в систему водоочистки.

3. Очистка воды от цианобактерий и/или циа-нотоксинов.

В этом разделе будут рассмотрены методы удаления из воды цианобактериальных клеток и продуцируемых ими токсинов. В таблице 3 дана характеристика применяемых для этих целей методов.

Очистка воды от цианотобактерий. На первом этапе очистки воды необходимо удалить ин-тактные клетки цианобактерий вместе с содержащимися в них внутриклеточными токсинами и веществами, придающими воде посторонний вкус и запах. Для этого используют предварительное окисление, коагуляцию, седиментацию, фильтрацию и флотацию.

Предварительное окисление воды, содержащей токсичные цианобактерии, как правило, не рекомендуется, поскольку может привести к разрушению клеток и высвобождению содержащихся в них токсинов. Тем не менее, в литературе есть данные о том, что предварительное окисление облегчает осаждение бактериальных клеток (Petrusevsky et al., 1996). Если предварительное окисление воды все же необходимо, следует учитывать видовой состав цианобактерий, природу оксиданта и его дозу. Например, перманганат калия в низких дозах можно использовать для удаления клеток Anabae-na circinalis и бактерий рода Microcystis (Cyano-bacteria and cyanotoxins..., 2014; Ho et al., 2008). Перед применением предварительного окисления рекомендуется провести лабораторные исследования с целью выявления возможных последствий для содержащихся в воде цианобактерий (International Guidance., 2009).

Фильтрация удаляет из воды частицы различного размера, включая клетки водорослей и циа-

нобактерий. Один из самых простых и эффективных способов обработки воды, который широко применяется в ряде стран - это фильтрация через речной берег. Недалеко от реки обустраивают скважины или колодцы, в которые поступает вода после фильтрации через песок и гравий. При этом из воды удаляются не только твердые частицы, но и часть растворенных загрязнителей, включая ци-анотоксины (Grutzmacher et al., 2002). На станциях водоподготовки для очистки воды применяют микрофильтрацию и ультрафильтрацию с использованием металлических или тканевых фильтров с разным размером пор (International Guidance., 2009).

Помимо фильтрации для удаления цианобакте-риальных клеток из воды используют коагуляцию, седиментацию, флотацию и флоккуляцию. Седиментация - не самый эффективный способ удаления цианобактерий из воды, поскольку их клетки и колонии обладают плавучестью и стремятся к поверхности воды. Поэтому флотация считается более эффективным методом очистки воды. Если при седиментации удаляется примерно 80% клеток цианобактерий, то методом флотации растворенным воздухом удается удалить 92-98% циано-бактериальных клеток. При седиментации и флотации не происходит выброса экстрацеллюлярных цианотоксинов в воду, поскольку клетки бактерий при такой обработке не разрушаются (Agrawal et al., 2012).

Эффективность применения химических веществ для коагуляции и флоккуляции зависит от вида цианобактерий и их жизненной формы (индивидуальные клетки, филаменты и др.). При подборе оптимальных условий для коагуляции возможно максимальное удаление цианобактериальных клеток и содержащихся в них токсинов. Одной из главных проблем при этом является опасность лизиса клеток и высвобождение цианотоксинов из них. Для оптимизации процессов коагуляции и флоккуляции важное значение имеют такие параметры, как выбор реагента, подбор pH и скорости перемешивания. В качестве коагулянтов обычно используют квасцы, сульфат алюминия, хлорид железа, сульфат железа и полимерные коагулянты, такие как полихлорид алюминия. Полимерные коагулянты обладают рядом преимуществ по сравнению с солями металлов: они более эффективны в целом, образуют легко отделяемый осадок, их можно использовать в широком диапазоне pH и при более низких температурах (Agrawal et al., 2012; International Guidance., 2009).

Очистка воды от внеклеточных цианоток-синов. После удаления из воды клеток цианобак-терий необходимо очистить ее от цианотоксинов.

Таблица 3. Способы очистки воды от цианотоксинов (Cyanobacteria and cyanotoxins..., 2014)

Способ очистки Эффективность метода

Удаление внутриклеточных цианотоксинов (интактные клетки)

Предварительное окисление Окисление может вызвать лизис клеток цианобактерий и привести к выбросу цианотоксинов в воду. Если окисление необходимо для удаления других загрязнителей, желательно использовать низкие дозы окислителей, не вызывающие лизис клеток (перманганат калия). При необходимости использовать высокие дозы окислителя, необходимо применять его в достаточно высоких дозах, вызывающих не только лизис клеток, но и разрушение токсинов

Коагуляция/ С едиментация/ Фильтрация Эффективны для удаления внутриклеточных токсинов, если клетки аккумулированы в легко отделяемый осадок.

Мембраны Данные ограниченны. Можно предположить эффективность метода для удаления внутриклеточных токсинов. Микрофильтрация и ультрафильтрация эффективны в случае, если клетки не могут быть аккумулированы на мембране на протяжении долгого времени.

Флотация Процессы флотации, такие как флотация растворенным воздухом, эффективны для удаления внутриклеточных цианотоксинов поскольку многие цианобактерии, продуцирующие цианоток-сины, способны держаться на поверхности воды.

Удаление внеклеточных цианотоксинов (растворенных)

Мембраны Зависит от материала, размера мембранных пор и качества воды. Как правило, нанофильтрация эффективна для удаления внеклеточных микроцистинов. Для удаления внеклеточного микро-цистина и цилиндроспермопсина обычно используется фильтрация методом обратного осмоса. Для оценки эффективности метода необходимы дополнительные исследования.

Перманганат калия Эффективен для окисления микроцистинов и анатоксинов. Для цилиндроспермопсина необходимы дополнительные исследования.

Озон Весьма эффективен для окисления внеклеточного микроцистина, анатоксина-а и цилиндроспермопсина.

Хлорамины Не эффективны.

Диоксид хлора Не эффективен в дозах, используемых при обработке питьевой воды.

Хлорирование Эффективен для окисления внеклеточных цианотоксинов при рН = 8.0 и ниже. Не эффективен для анатоксина-а.

УФ-облучение Высокие дозы (выше применяемых на практике) эффективно разрушают микроцистины и ци-линдроспермопсин.

Активированный уголь Эффективность порошкообразного активированного угля сильно зависит от типа угля и размера пор. Древесный активированный уголь наиболее эффективен для адсорбции микроцистинов. Уголь не эффективен для адсорбции сакситоксинов, а также для удаления вкуса и запаха. Для полного удаления токсинов необходимы дозы более 20 мг/л. Гранулированный активированный уголь эффективен для удаления микроцистинов, но менее эффективен для удаления анатоксина-а и цилиндроспермопсинов.

Для удаления цианотоксинов применяют физические (использование активированного угля и мембранных фильтров), химические (окисление хлором, озоном и перманганатом калия) и биологические (фильтрация через биопленки, образующиеся на песке или гранулированном активированном угле) методы.

Использование сорбентов является одним из самых дешевых и технически простых методов очистки воды от вредных примесей, включая токсины.

Активированный уголь благодаря его высокой адсорбирующей способности широко применяют для очистки воды от органических веществ, таких как пестициды, летучие ароматические соединения, цианотоксины и вещества, придающие воде посторонний вкус и запах. Активированный уголь существует в двух формах: гранулированный и

iНе можете найти то, что вам нужно? Попробуйте сервис подбора литературы.

порошкообразный. Размер частиц порошкообразного активированного угля 10-100 мкм. Порошкообразный активированный уголь можно применять одновременно с коагулянтами или после их использования. Его добавляют в виде суспензии и удаляют в процессе последующей очистки воды. Преимуществом порошкообразного активированного угля является возможность его использования в течение короткого промежутка времени при необходимости очистки воды от органических веществ. Если такой необходимости нет, применение активированного угля можно приостановить. Недостатком порошкообразного активированного угля является невозможность его повторного использования (International Guidance ..., 2009).

Гранулированный активированный уголь широко используется во многих странах для очистки воды от различных загрязнителей. Размеры

частиц гранулированного активированного угля от 0.4 до 2.5 мм. Гранулированный активированный уголь обычно применяют на заключительных стадиях очистки воды. Гранулированный активированный уголь имеет большую адсорбирующую поверхность, что позволяет удалять из воды большое количество токсинов и других органических веществ. К недостаткам использования гранулированного активированного угля относится необходимость его регулярной замены или регенерации (International Guidance ..., 2009).

Помимо активированного угля для очистки воды от цианотоксинов используют торф, пемзу, оксид графена и некоторые другие сорбенты. При этом продолжаются поиски новых, более эффективных сорбентов для удаления цианоток-синов из воды. Например, группа исследователей из Германии предлагает использовать для этой цели электроактивные полимеры. Показано, что наночастицы оксида железа (II, III) FeO*Fe2O3, покрытые пленкой полипиррола, эффективно поглощают растворенные в воде микроцистины и цилиндроспермопсин. Сорбционная емкость таких наночастиц для микроцистинов и цилин-дроспермопсина составляет 238-300 мкг/мг, что выше сорбционной емкости большинства других сорбентов, используемых в настоящее время для очистки воды от цианотоксинов. Время очистки воды от цианотоксинов с применением этих нано-частиц составляет 8-15 минут, в то время как при использовании традиционных сорбентов сорбци-онное равновесие достигается в период времени от 300 минут до семи дней. Еще одним преимуществом электроактивных полимеров по сравнению с традиционными сорбентами является возможность их многократного использования благодаря способности к регенерации (Hena et al., 2016).

Для очистки питьевой воды от цианотокси-нов используют хлор, хлорамин (Nicholson et al., 1994), перманганат калия (Fawell et al., 1993; Rodriguez et al., 2007), перекись водорода, озонирование воды (International Guidance., 2009), обработку воды ультрафиолетом (Senogles et al., 2001; Tsuji et al., 1994). Такая обработка приводит к окислению цианотоксинов и снижению их токсичности. Эффективность применения перечисленных методов зависит от pH воды и времени обработки. Недостатком химических методов очистки воды является возможность образования побочных продуктов, опасных для здоровья человека. Например, хлорирование питьевой воды приводит к образованию тригалометанов, обладающих канцерогенным действием (Garcia et al., 2015). Поэтому в настоящее время большое внимание уделяется усовершенствованию процессов

окисления токсинов. Одним из таких методов является фотоэлектроокисление, предложенное Р.Т. Пелегрини с соавторами (Pelegrini et al., 2001). Метод объединяет электролиз и гетерогенный фотокатализ, химические реагенты при этом не используются. Экспериментально показана высокая эффективность применения фотоэлектроокис-ления для очистки воды от цианотоксинов. Если методом электролиза удавалось снизить концентрацию микроцистинов в воде на 49%, а методом фотокатализа - на 41% за десять минут, то при их совместном применении степень очистки воды от микроцистинов возрастала до 99%, и конечное содержание цианотоксинов в образцах не превышало 1 мкг/л (Garcia et al., 2015).

Озонирование воды в настоящее время является самым дорогим способом окисления циано-токсинов, что существенно ограничивает применение этого метода для очистки воды. Для снижения стоимости очистки воды от цианотоксинов был разработан низкотемпературный плазменный реактор на основе диэлектрического барьерного разряда со встроенным жидкостным осциллятором для образования микропузырьков озона. Размер пузырьков озона составлял 0.56-0.60 мм, а его концентрация в жидкости 20 ppm. При использовании этой установки происходил быстрый лизис цианобактериальных клеток с последующим разрушением микроцистинов. По мнению авторов исследования, использование подобных установок является перспективным, поскольку существенно снижает стоимость очистки воды от цианотоксинов (Pandhal et al., 2018).

Заключение

Водоснабжение является одним из важных факторов, определяющих качество жизни и здоровье человека. Отсутствие водоснабжения или ненадлежащее качество воды может рассматриваться как чрезвычайная ситуация. В большинстве стран мира разработаны государственные стандарты качества воды и программы по обеспечению населения качественной питьевой водой. Эти стандарты предусматривают, в частности, необходимость микробиологического контроля качества воды. При этом основное внимание уделяется очистке воды от патогенных микроорганизмов. В последнее время все большую актуальность приобретает необходимость мониторинга численности цианобактерий и содержания цианотоксинов в пресноводных экосистемах. Цианобактерии, продуцирующие цианотоксины, выявлены в водоемах 65 стран мира (Codd et al., 2005), в том числе в России, Беларуси и Украине (Белых и др., 2013; Никитин и др., 2012).

В странах Европейского союза была разработана научная программа CYANOCOST, в рамках которой проводились экологические и фикологи-ческие исследования, разрабатывались методы выявления цианотоксинов и изучались механизмы их токсического действия. Одним из результатов реализации программы CYANOCOST является разработка методов контроля численности циано-бактерий в водоемах и методов очистки воды от цианотоксинов (Meriluoto et al., 2017). Несмотря на значительный прогресс в разработке методов очистки воды от цианотоксинов, возможность отравления людей цианотоксинами остается высокой. Отчасти это связано с тем, что для водоснабжения значительных групп населения во всех странах европейского региона важное значение имеют мелкомасштабные системы водоснабжения. Такие системы обычно преобладают в сельской местности, где в настоящее время проживает около 30% населения европейского региона. Мелкомасштабные системы водоснабжения более уязвимы к загрязнению. Санитарная защита источников питьевой воды в сельской местности зачастую осуществляется ненадлежащим образом, защитные зоны могут отсутствовать. Применяемые технологии очистки не всегда учитывают качество исходной воды. При вспышке численности цианобактерий и, соответственно, повышении содержания цианотоксинов в водоеме, используемом мелкомасштабной системой водоснабжения, необходим комплекс мероприятий, включающий в себя не только очистку водоема, но и эффективное информирование целевых групп населения и обеспечение населения водой из альтернативных источников, включая поставки воды посредством автоцистерн и бутилированной воды (Guidance on water supply., 2011).

Цианотоксины представляют потенциальную опасность для здоровья человека при их поступлении в организм с питьевой водой. Поэтому важен контроль как численности токсичных циа-нобактерий на водозаборах, так и эффективности очистки питьевой воды от цианобактерий и продуцируемых ими токсинов. Для решения этих задач необходимы совместные усилия представителей государственных органов и научного сообщества.

Список литературы

1. Белых О.И., Гладких А.С., Сороковикова Е.Г., Тихонова И.В., Потапов А.С., Федорова Г.А. Микроцистин-продуциру-ющие цианобактерии в водоемах России, Беларуси и Украины // Химия в интересах устойчивого развития. 2013. Т. 21. С. 363-378.

2. Калинникова Т.Б., Гайнутдинов М.Х., Шагидуллин Р.Р. Цианотоксины - потенциальная опасность для пресноводных экосистем и здоровья человека // Российский журнал при-

кладной экологии. 2017. №2. С. 3-19.

3. Никитин О.В., Степанова Н.Ю., Мукминов Н.М. Индикация цианотоксинов в природных водах Республики Татарстан // Уч. Зап. КГАВМ. 2012. Т. 212. С. 341-344.

4. Agrawal M., Yadav S., Patel C., Raipuria N., Agrawal M.K. Bioassay methods to identify the presence of cyanotoxins in drinking water supplies and their removal strategies // Eur. J. Exp. Biol. 2012. V. 2. P. 321-336.

5. Ahn C.Y., Park M.H., Joung S.H., Kim H.S., Jang K.Y., Oh H.M. Growth inhibition of cyanobacteria by ultrasonic radiation: laboratory and enclosure studies // Environ. Sci. Tech. 2003. V. 37. P. 3031-3037.

6. Atkins R., Rose T., Brown R.S., Robb M. The Microcystis cyanobacteria bloom in the Swan river - February 2000 // Wat. Sci. Tec. 2001. V. 43. P. 107-114.

7. Barrett P.R.F., Curnow J.C., Littlejohn J.W. The control of diatom and cyanobacterial blooms in reservoirs using barley straw // Hydrobiologia. 1996. V. 340. P. 307-311.

8. Beutel M.W., Horne A.J. A review of the effects of hypo-limnetic oxygenation on lake and reservoir water quality // Lake Reserv. Manage. 1999. V. 15. P. 285-297.

9. Burch M.D. Effective doses, guidelines and regulations // Adv. Exp. Med. Biol. 2008. V. 619. P. 831-853.

10. Chorus I., Mur L. Preventative measures // Toxic cyanobacteria in water / Eds. I. Chorus, J. Bartram. London: E.&F.N. Spon, 1999. P. 232-266.

11. Chow C.W.K., Drikas M., House J., Burch M.D., Velzebo-er R.M.A. The impact of conventional water treatment processes on cells of the cyanobacterium Microcystis aeruginosa // Water Res. 1999. V. 33. P. 3253-3262.

12. Codd G.A., Azevedo S.M.F.O., Bagchi S.., Burch M.D., Carmichael W.W., Kaya K., Utkilen H.C. CYANONET. A global network for cyanobacterial bloom and toxin risk management. Initial situation assessment and recommendations // INt. Hydrol. Progr VI (Unesco, Paris), Tech. Doc. Hydrol. 2005. №76. 138 p.

13. Colomina I., Molina P. Unmanned aerial system for pho-togrammetry and remote sensing: a review // ISPRS J. Photogramm. Remote Sens. 2014. V. 92. P. 79-97.

14. Current methodology for the control of algae in surface reservoirs. Denver, 1987. 198 p.

15. Cyanobacteria and cyanotoxins: information for drinking water systems. United States Environmental Protection Agency, 2014. 11 p.

16. Drabkova M., Admiraal W., Marsalek B. Combined exposure to hydrogen peroxide and light - selective effects on cyano-bacteria, green algae, and diatoms // Environ. Sci. Technol. 2007. V. 41. P. 309-314.

17. Drobac D., Tokodi N., Simenovic J., Baltic V., Stanic D., Svircev Z. Human exposure to cyanotoxins and their effects on health // Arh. Hig. Rada. Toksikol. 2013. V. 64. P. 305-316.

18. Du Preez H.H., Van Baalen L. Generic incident management framework for toxic blue-green algal blooms, for application by potable water suppliers. WRS Report TT 263/06. Water Research Commission. Pretoria, 2006. 65 p.

19. Everall N.C., Lees D.R. The use of barley straw to control general and blue-green algal growth in a Derbyshire reservoir // Water Res. 1996. V. 30. P. 269-276.

20. Fawell J.K., Hart J., James H.A., Parr W. Blue-green algae and their toxins - analysis, toxicity, treatment and environmental control // Water Supply. 1993. V. 11. P. 109-121.

21. Fitzerald G.P. Use of potassium permanganate for control of problem algae // J. Am. Water Works Assoc. 1966. V. 58. P. 609-614.

22. Fitzerald G.P., Faust S.L. Factors affecting the algicidal and algistatic properties of copper // Applied Microbiol. 1963. V. 11. P. 345-351.

23. Fristachi A., Hall S. Occurrence of cyanobacterial harmful

algae blooms workgroup report // Adv. Exp. Med. Biol. 2008. V. 619. P. 45-103.

24. Garcia A.C.A., Rodriguez M.A.S., Xavier J.L.N., Gazulla V., Meneguzzi A., Bernardes A.M. Degradation of cyanotoxins (mycrocystin) in drinking water using photoelectrooxidation // Braz. J. Biol. 2015. V. 75, №2 (suppl.). P. 45-49.

25. Grutzmacher G., Böttcher G., Chorus I., Bartel H. Removal of microcystins by slow sand filtration // Environ. Toxicol. 2002. V. 17. P. 386-394.

26. Guidance on water supply and sanitation in extreme weather events. WHO, 2011. 104 p.

27. Hanson M.J., Stefan H.G. Side effects of 58 years of copper sulphate treatment of the Fairmount lakes, Minnesota // Water Resour. Bull. 1984. V. 20. P. 889-900.

28. Hena S., Rozi R., Tabassum S., Huda A. Simultaneous removal of potent cyanotoxins from water using magnetophoret-ic nanoparticles of polypyrrole: adsorption kinetic and isotherm study // Environ. Sci. Pollut. Res. 2016. V. 23. P. 14868-14880.

29. Heo W.M., Kim B. The effect of artificial destratifica-tion on phytoplankton in a reservoir // Hydrobiologia. 2004. P. 229-239.

30. Ho L., Tanis-Plant P., Kayal N., Slyman N., Newcombe G. Optimising water treatment practices for the removal of Anabae-na circinalis and its associated metabolites, geosmin and saxitox-ins // J. Water Health. 2008. V. 7. P. 544-556.

31. Hobson P., Fazekas C., House J., Daly R., Kidea T., Giglio S., Burch M., Lin T.-F., Chen Y.-M. Tastes and odours in reservoirs. WQRA. Research Report 73. 2010. 97 p.

32. Holden W.S. The control of organisms associated with water supplies // Water treatment and examination / Ed. W.S. Holden. London: J.&A.Churchill, 1970. P. 453-460.

33. Hrudey S., Burch M., Drikas M., Gregory R. Remedial measures // Toxic cyanobacteria in water / Eds. I. Chorus, J.Bar-tram. London: E.&F.N. Spon, 1999. P. 267-301.

34. Humburg N.E., Colby S.R., Lym R.G., Hill E.R., McAvoy W.J., Kitchen L.M., Prasad R. Herbicide handbook of the weed science society of America. 6th ed. Champaign, Illinois, 1989. 301 p.

35. Information sheet 1: Control of algae with barley straw. Centre for Hydrology and Ecology, Natural Environment Research Council and the Centre for Aquatic Plant Management. Wallingford, England, 2004. 13 p.

36. International guidance manual for the management of toxic cyanobacteria. London, 2009. 93 p.

37. Jelbart J. Effect of rotting barley straw on cyanobacteria: a laboratory investigation // Water. 1993. V. 20. P. 31-32.

38. Kubiak K.A., Kotlarz J., Mazur A.M. Monitoring cyanobacteria blooms in fresh water lakes using remote sensing methods // Pol. J. Environ. Stud. 2016. V. 25. P. 27-35.

39. McKnight D.M., Chisholm S.W., Harleman D.R.F. CuSO4 treatment of nuisance algal blooms in drinking water reservoirs // Environ. Manage. 1983. V. 7. P. 311-320.

40. Meriluoto J., Blaha L., Bojadzija G., Bormans M., Brient L., Codd G.A., Drobac D., Faasen E.J., Fastner J., Hiskia A., Ibeling B.W., Kaloudis T., Kokocinski M., Kurmayer R., Pantelic D., Quesada A., Salmaso N., Tokodi N/. Triantis T.M., Visser P.M., Svircev Z. Toxic cyanobacteria and cyanotoxins in European waters - recent progress achieved through CYANOCOST Action and challenges for further research // Adv. Oceanogr. Limnol. 2017. V. 8. P. 161-178.

41. Murphy T.P., Prepas E.E., Lim J.T., Crosby J.M., Walty D.T. Evaluation of calcium carbonate and calcium hydroxide treatments of prairie drinking water dugouts // Lake Reserv. Manage. 1990. V. 6. P. 101-108.

42. Newcombe G., House J., Ho L., Baker P., Burch M. Management strategies for cyanobacteria (blue-green algae) and their toxins: a guide for water utilities. WQRA. Research Report

74. 2010. 101 p.

43. Newman J.R., Barrett P.R.F. Control of Microcystis aeruginosa by decomposing barley straw // J. Aquat. Plant Manage. 1983. V. 31. P. 203-206.

44. Pandhal J., Siswanto A., Kuvshinov D., Zimmerman W.B., Lawton L., Edwards C. Cell lysis and detoxification of cyanotoxins using a novel combination of microbubble generation and plasma microreactor technology for ozonation // Front. Microbiol. 2018. V. 9. Article 678. 11 p.

45. Pelegrini R.T., Freire R.S., Duran N., Bertazzolli R. Photoassisted electrochemical degradation of organic pollutants on a DSA type oxide electrode: process test for a phenol synthetic solution and its application for the E1 bleach Kraft mill effluent // Environ. Sci. Tech. 2001. V. 35. P. 22849-2853.

46. Petrusevsky B., van Breemen A.N., Alaerts G. Effect of permanganate pre-trearment and coagulation with dual coagulants on algae removal in direct filtration // J. Water Supply Res. Tech. 1996. V. 45. P. 316-326.

47. Reynolds C.S., Wiseman S.W., Godfrey B.M., Butterwick C. Some effects of artificial mixing on the dynamics of phytoplankton populations in large limnetic enclosures // J. Plankton. Res. 1983. V. 5. P. 203-234.

48. Rodriguez E., Onstad G.D., Kull T.P.J. Oxidative elimination of cyanotoxins: comparison of ozone, chlorine, chlorine dioxide and permanganate // Water Res. 2007. V. 41. P. 3381-3393.

49. Sanchez I., Lee G.F. Environmental chemistry of copper in lake Monona, Wisconsin // Water Res. 1978. V. 12. P. 899-903.

50. Schladow S.G. Lake destratification by bubble-plume systems: design and methodology // J. Hydraul. Eng. 1993. V. 119. P. 350-368.

51. Senogles P.-J., Scott J.A., Shaw G., Stratton H. Photocatalytic degradation of the cyanotoxin cylindrospermopsin, using titanium dioxide and UV irradiation // Water Res. 2001. V. 35. P. 1245-1255.

52. Tang J.W., Wen J., Yu W.Q., Hao H.W., Chen Y., Wu M. Effects of 1.7 MHz ultrasound on a gas-vacuolate cyanobacterium and a gas-vacuole negative cyanobacterium // Colloids Surf. B, Biointerfaces. 2004. V. 36. P. 115-121.

53. Tsuji K., Naito S., Kondo F., Ishikawa N., Watanabe M.F., Suzuki M., Harada K.-I. Stability of microcystins from cyanobacteria: effect of light on decomposition and isomerization // Environ. Sci. Tech. 1994. V. 28. P. 173-177.

54. Welch I.M., Barrett P.R.F., Gibson M.T., Ridge I. Barley straw as an inhibitor of algal growth I: studies in the Chesterfield Canal // J. Appl. Phycol. 1990. V. 2. P. 231-239.

55. World Health Organization (WHO). Guidelines for drinking water quality. 4th ed. Geneva: WHO, 2011. 541 p.

56. Zhang G.M., Zhang P.Y., Wang B., Liu H. Ultrasonic frequency effects on the removal of Microcystis aeruginosa // Ultrason. Sonochem. 2006. V. 13. P. 446-450.

References

1. Belykh O.I., Gladkikh A.S., Sorokovikova E.G., Tikhonova I.V., Potapov A.S., Fedorova G.A. Mikrocistin-ptoduciruyushchie cianobakterii v vodoemakh Rossii, Belarusi I Ukrainy [Microcis-tin-produsing cyanobacteria in water bodies of Russia, Belarus and Ukraine] // Khimiya v interesakh ustoichivogo razvitiya [Chemistry in the interests of sustained development]. 2013. V. 21. P. 363-378.

2. Kalinnikova T.B., Gainutdinov M.Kh., Shagidullin R.R. Cianotoksiny - potencialnaya opasnost dlya presnovodnykh eko-system i zdorov'ya cheloveka [Cyanotoxins - potential hazard for freshwater ecosystems and human's health] // Rossijskij zhurnal prikladnoj ecologii [Russian journal of applied ecology]. 2017. No 2. P. 3-19.

3. Nikitin O.V., Stapanova N.Yu., Mukminov N.M. Indik-aciya cianotoksinov v prirodnykh vodakh Respubliki Tatarstan [Cyanotoxin indication in natural waters of Tatarstan Republic] // Uchenye zapiski KGAVM - Proceedings of Kazan State Academy of Veterinary Medicine. 2012. V. 212. P. 341-344.

4. Agrawal M., Yadav S., Patel C., Raipuria N., Agrawal M.K. Bioassay methods to identify the presence of cyanotoxins in drinking water supplies and their removal strategies // Eur. J. Exp. Biol. 2012. V. 2. P. 321-336.

5. Ahn C.Y., Park M.H., Joung S.H., Kim H.S., Jang K.Y., Oh H.M. Growth inhibition of cyanobacteria by ultrasonic radiation: laboratory and enclosure studies // Environ. Sci. Tech. 2003. V. 37. P. 3031-3037.

6. Atkins R., Rose T., Brown R.S., Robb M. The Microcystis cyanobacteria bloom in the Swan river - February 2000 // Wat. Sci. Tec. 2001. V. 43. P. 107-114.

7. Barrett P.R.F., Curnow J.C., Littlejohn J.W. The control of diatom and cyanobacterial blooms in reservoirs using barley straw // Hydrobiologia. 1996. V. 340. P. 307-311.

8. Beutel M.W., Horne A.J. A review of the effects of hypolimnetic oxygenation on lake and reservoir water quality // Lake Reserv. Manage. 1999. V. 15. P. 285-297.

9. Burch M.D. Effective doses, guidelines and regulations // Adv. Exp. Med. Biol. 2008. V. 619. P. 831-853.

10. Chorus I., Mur L. Preventative measures // Toxic cyanobacteria in water / Eds. I. Chorus, J. Bartram. London: E.&F.N. Spon, 1999. P. 232-266.

11. Chow C.W.K., Drikas M., House J., Burch M.D., Velzeboer R.M.A. The impact of conventional water treatment processes on cells of the cyanobacterium Microcystis aeruginosa // Water Res. 1999. V. 33. P. 3253-3262.

12. Codd G.A., Azevedo S.M.F.O., Bagchi S.., Burch M.D., Carmichael W.W., Kaya K., Utkilen H.C. CYANONET. A global network for cyanobacterial bloom and toxin risk management. Initial situation assessment and recommendations // INt. Hydrol. Progr VI (Unesco, Paris), Tech. Doc. Hydrol. 2005. №76. 138 p.

13. Colomina I., Molina P. Unmanned aerial system for photogrammetry and remote sensing: a review // ISPRS J. Photogramm. Remote Sens. 2014. V. 92. P. 79-97.

14. Current methodology for the control of algae in surface reservoirs. Denver, 1987. 198 p.

15. Cyanobacteria and cyanotoxins: information for drinking water systems. United States Environmental Protection Agency, 2014. 11 p.

16. Drabkova M., Admiraal W., Marsalek B. Combined exposure to hydrogen peroxide and light - selective effects on cyanobacteria, green algae, and diatoms // Environ. Sci. Technol. 2007. V. 41. P. 309-314.

17. Drobac D., Tokodi N., Simenovic J., Baltic V., Stanic D., Svircev Z. Human exposure to cyanotoxins and their effects on health // Arh. Hig. Rada. Toksikol. 2013. V. 64. P. 305-316.

18. Du Preez H.H., Van Baalen L. Generic incident management framework for toxic blue-green algal blooms, for application by potable water suppliers. WRS Report TT 263/06. Water Research Commission. Pretoria, 2006. 65 p.

19. Everall N.C., Lees D.R. The use of barley straw to control general and blue-green algal growth in a Derbyshire reservoir // Water Res. 1996. V. 30. P. 269-276.

20. Fawell J.K., Hart J., James H.A., Parr W. Blue-green algae and their toxins - analysis, toxicity, treatment and environmental control // Water Supply. 1993. V. 11. P. 109-121.

21. Fitzerald G.P. Use of potassium permanganate for control of problem algae // J. Am. Water Works Assoc. 1966. V. 58. P. 609-614.

22. Fitzerald G.P., Faust S.L. Factors affecting the algicidal and algistatic properties of copper // Applied Microbiol. 1963. V. 11. P. 345-351.

23. Fristachi A., Hall S. Occurrence of cyanobacterial harmful algae blooms workgroup report // Adv. Exp. Med. Biol. 2008. V. 619. P. 45-103.

24. Garcia A.C.A., Rodriguez M.A.S., Xavier J.L.N., Gazulla V., Meneguzzi A., Bernardes A.M. Degradation of cyanotoxins (mycrocystin) in drinking water using photoelectrooxidation // Braz. J. Biol. 2015. V. 75, №2 (suppl.). P. 45-49.

25. Grutzmacher G., Böttcher G., Chorus I., Bartel H. Removal of microcystins by slow sand filtration // Environ. Toxicol. 2002. V. 17. P. 386-394.

26. Guidance on water supply and sanitation in extreme weather events. WHO, 2011. 104 p.

27. Hanson M.J., Stefan H.G. Side effects of 58 years of copper sulphate treatment of the Fairmount lakes, Minnesota // Water Resour. Bull. 1984. V. 20. P. 889-900.

28. Hena S., Rozi R., Tabassum S., Huda A. Simultaneous removal of potent cyanotoxins from water using magnetophoretic nanoparticles of polypyrrole: adsorption kinetic and isotherm study // Environ. Sci. Pollut. Res. 2016. V. 23. P. 14868-14880.

iНе можете найти то, что вам нужно? Попробуйте сервис подбора литературы.

29. Heo W.M., Kim B. The effect of artificial destratification on phytoplankton in a reservoir // Hydrobiologia. 2004. P. 229239.

30. Ho L., Tanis-Plant P., Kayal N., Slyman N., Newcombe G. Optimising water treatment practices for the removal of Anabaena circinalis and its associated metabolites, geosmin and saxitoxins // J. Water Health. 2008. V. 7. P. 544-556.

31. Hobson P., Fazekas C., House J., Daly R., Kidea T., Giglio S., Burch M., Lin T.-F., Chen Y.-M. Tastes and odours in reservoirs. WQRA. Research Report 73. 2010. 97 p.

32. Holden W.S. The control of organisms associated with water supplies // Water treatment and examination / Ed. W.S. Holden. London: J.&A.Churchill, 1970. P. 453-460.

33. Hrudey S., Burch M., Drikas M., Gregory R. Remedial measures // Toxic cyanobacteria in water / Eds. I. Chorus, J.Bartram. London: E.&F.N. Spon, 1999. P. 267-301.