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中国农业大学硕士学位论文饮用水中微囊藻毒素的去除技术研究姓名：魏军艳申请学位级别：硕士专业：农产品加工与贮藏工程指导教师：薛文通20070601中国农业大学硕十学位论文第二章高锰酸钾与粉末活件炭联用对ＭＣ—ＬＲ去除的协同作用研究誉静篮啪∞吾：鲫饨∞如∞加粉末活性炭投加量ｍｇ／Ｌ图２．７高锰酸钾、粉末活性炭联用对Ｍｃ—ＬＲ的去除效果Ｆｉｇ．２．７ＥｆｆｅｃｔｏｆｐｏｔａｓｓｉｕｍｐｅｒｍａｎｇａｎａｔｅａｎｄＰＡＣｏｎｔｈｅｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆＭＣ－ＬＲ对比图２．２和图２．６，可以看出，高锰酸钾与活性炭联用的效果优于单纯的活性炭吸附或单纯的高锰酸钾预氧化。
高锰酸钾与活性炭联用具有良好处理效果有两方面原因・一是在高锰酸钾的作用下，水中易被氧化的有机污染物在活性炭表面发生氧化聚合，提高了活性炭的吸附量ｌ二是高锰酸钾在氧化过程中被活性炭等还原性物质部分还原，生成具有氧化性和吸附话性的新生态水合二氧化锰，从而提高了对ＭＣ－ＬＲ的去除效率【ｌ“１．有关新生态水合二氧化锰的除污染效能已被有关研究证实［１０２］。
高锰酸钾与活性炭联用不但在去除ＭＣ－ＬＲ方面具有协同作用，而且具有互补性。
因二者去除机理不同。
因此去除效果也不同，而且活性炭还具有还原性，减少出水中总锰含量，保证水质更加稳定可靠。
一般来讲，随着高锰酸钾剂量的增加，联用去除率越来越高，因为提高高锰酸钾投量可以保证在粉末活性炭吸附过程中有足够的氧化强度使ＭＣ．ＬＲ在粉末活性炭表面发生氧化聚合，大的高锰酸钾投量也有利于吸附过程中新生态水合二氧化锰的形成【％Ｊ。
然而，高锰酸钾剂量也不可过高，以１．６ｍｇ／Ｌ为最佳和上限，因为过高的剂量会使一部分粉末活性炭表面的吸附位（官能团）被氧化，造成吸附容量降低，这一作用类似于游离氯对粉末活性炭的作用。
姜成春等嗍研究指出，高锰酸钾预氧化时间不可过长，否则会影响粉末活性炭的进一步吸附量，因为预氧化时间过长，会导致高锰酸钾的大量消耗，在后面的吸附中使ＭＣ－ＬＲ在粉末活性炭表面发生氧化聚合的能力减弱，影响吸附增量，另一方面，使得在吸附过程中生成的新生态水合二氧化锰有所减少，也会影响粉末活性炭的吸附增量。
超微囊藻毒素对湖泊水生态系统的影响研究近年来，随着人类活动的增加，水质问题越来越引起人们的关注。
其中，超微囊藻毒素对湖泊水生态系统的影响备受关注。
本文将就此问题进行探讨。
一、超微囊藻毒素的概述超微囊藻毒素是一种由蓝藻产生的毒素，它主要在夏季和秋季的高温时期产生。
在污染环境中，蓝藻繁殖能力极强，它会大量积聚在水体表面。
蓝藻中所含有的超微囊藻毒素容易通过生物链进入鱼类、水鸟等动物的体内，危害到生物的生命健康。
二、超微囊藻毒素的危害超微囊藻毒素对湖泊水生态系统的危害主要表现在以下几个方面：1. 破坏水生态系统的平衡：蓝藻大量繁殖会造成水中氧气浓度的下降，导致其他生物无法生存，从而破坏水生态系统的平衡。
2. 影响水的味道、色泽和透明度：超微囊藻毒素会对水体造成污染，水的味道、色泽和透明度也会受到影响，给人们的生活带来不便。
3. 危害人体健康：如果人们长期接触超微囊藻毒素污染的水体，容易引起中毒，严重时甚至会危及生命。
三、超微囊藻毒素的治理方法超微囊藻毒素污染问题对社会经济发展、生态文明建设和人民生活水平的提高都有重要影响，因此治理是非常必要的。
目前，治理超微囊藻毒素的方法主要有以下几种：1. 生态修复：通过增加湖泊中的微生物群落，提高水质和透明度，使蓝藻的生长受到限制。
2. 机械清除：通过机械手段清除湖泊表面的蓝藻和超微囊藻毒素，减少其对水生态的影响。
3. 化学药剂：可以通过投放一定的化学药剂来杀灭湖泊中的蓝藻，达到减轻超微囊藻毒素污染的目的。
以上三种方法都有一定的优点和局限性，治理超微囊藻毒素需要因地制宜。
四、超微囊藻毒素的预防控制超微囊藻毒素污染的预防控制是比后期治理更为重要的环节。
预防控制涉及到整个湖泊水生态系统的管理，包括以下几个方面：1. 加强监管：对污染源和污染物进行全面监管，限制人类活动对水生态系统的负面影响。
2. 饮用水处理技术的升级：提高饮用水的处理技术，确保饮用水安全。
3. 宣传教育：通过宣传教育，增强人们对于水资源的保护意识，并积极参与保护水资源的行动。
水质微囊藻毒素的测定水质微囊藻毒素的测定1. 引言水是生命之源，但当水质受到微囊藻毒素的污染时，会对人类健康和生态环境带来严重威胁。
对水中微囊藻毒素进行准确、快速的测定成为了保障水环境健康的重要手段。
本文将探讨水质微囊藻毒素的测定方法、应用和前景，并分享个人观点和理解。
2. 微囊藻毒素的生态影响微囊藻是一类常见的浮游藻类，它们在水体中繁殖迅速，形成大量的藻华。
某些微囊藻会释放出毒素，称为微囊藻毒素。
微囊藻毒素的存在对水生生物和生态系统造成了巨大的威胁，可以引起鱼类和其他水生动物中毒，造成养殖业和渔业的经济损失。
3. 水质微囊藻毒素的测定方法目前，常用的水质微囊藻毒素测定方法主要包括生物学法、物化法和分子生物学法。
3.1 生物学法：生物学法是通过动物或昆虫对水样进行毒性试验，测定微囊藻毒素的毒性。
这种方法比较简单，但时间成本较高，并且涉及动物使用，不符合伦理要求。
3.2 物化法：物化法是利用化学方法对水样中的微囊藻毒素进行检测。
主要包括高效液相色谱法（HPLC）、气相色谱质谱法（GC-MS）和光谱法等。
这些方法具有灵敏度高、准确度高和操作简单等优点，但需要专业设备和技术支持。
3.3 分子生物学法：分子生物学法是通过检测水样中微囊藻毒素基因或毒素合成相关基因的存在和表达来测定微囊藻毒素含量。
这种方法具有非常高的灵敏度和特异性，能够快速准确地测定微囊藻毒素含量。
4. 水质微囊藻毒素测定的应用和前景水质微囊藻毒素的测定方法已广泛应用于水环境监测、饮用水源地保护和水产养殖等领域。
对微囊藻毒素的准确测定可以及时预警和控制水质污染，保护环境和人类健康。
随着技术的不断进步，水质微囊藻毒素的测定方法将越来越简便、快速和准确，为水环境保护提供更高效的手段。
5. 我对水质微囊藻毒素测定的个人观点和理解我认为水质微囊藻毒素的测定是一项非常重要的工作，它关系到人类健康和生态环境的可持续发展。
通过准确测定水质中微囊藻毒素的含量，可以及时采取措施防止和解决水质污染问题。
第34卷第5期2004年9月 东南大学学报(自然科学版)JOURNAL OF SOU THEAST UNIV ERSITY (Natural Science Edition )Vol 134No 15Sept.2004饮用水中微囊藻毒素污染及其光催化降解的研究进展冯小刚 卫 涛 袁春伟(东南大学生物科学与医学工程系,南京210096)摘要:富营养化水体中的微囊藻毒素是一种传统净水技术难以去除的致癌毒素.本文综述了纳米TiO 2光催化技术高效降解L R 型微囊藻毒素最新的研究进展,分析了不同质量浓度情况下反应动力学模式的差异,从分子结构的角度讨论了反应降解机理,提出了多种高级氧化手段相结合的研究思路及需要进一步关注的问题.结论表明,作为一种广谱的有机物降解方法,纳米TiO 2材料光催化能有效地去除饮用水中的微量藻毒素.关键词:微囊藻毒素;光催化;TiO 2;饮用水净化中图分类号:X52 文献标识码:A 文章编号:1001-0505(2004)0520705206Development of studies on microcystins pollutionand its photocatalytic degradation in drinking w aterFeng Xiaogang Wei Tao Yuan Chunwei(Department of Biological Science and Medical Engineering ,Southeast University ,Nanjing 210096,China )Abstract :Microcystins ,a group of hepatotoxin produced by cyanobacteria ,have proven unreliable to be removed from water by conventional water treatments.This paper introduces the latest research development of degradation of microcystin 2L R (leucine arginine )by TiO 2photocatalysis.The de 2struction mechanism and kinetic modeling are analyzed under different concentration of microcystin 2L R.Major pathways for the photocatalytic degradation of microcystin 2L R are investigated in terms of molecular structure.Some suggestions about addition of strongly oxidizing species and problems of further study are put forward.It is shown that TiO 2photocatalysis is a promising technology to de 2stroy trace 2level microcystin 2L R in drinking 2water.K ey w ords :microcystin ;photocatalysis ;titanium dioxide ;drinking 2water purification收稿日期:2004204227.基金项目:国家863计划资助项目(2002AA302304).作者简介:冯小刚(1973—),男,博士生;袁春伟(联系人),男,博士,教授,博士生导师,cwy @. 水体富营养化现象以及由此带来的环境与生态问题日益严重,蓝藻爆发性繁殖引起的藻毒素污染就是其中一种.近年来,很多藻毒素导致动物中毒甚至死亡的报道引起了学术界广泛关注[1,2],流行病学调查研究显示,人体长期摄入微量藻毒素具有潜在的致癌作用[3].藻毒素的主要传播载体———饮用水污染越来越成为一个广泛关注的热点问题.20世纪90年代以来,我国水体富营养化涉及范围不断扩大,作为饮用水源的一些主要河流和湖泊中都曾发现大量藻类繁殖,并不同程度地存在有藻毒素[4].我国参考世界卫生组织的建议,在2001年修订实施的《生活饮用水卫生规范》中将藻毒素L R 列为非常规监测项目,确定执行标准为1μg/L [5].1 微囊藻毒素富营养化水体中的藻毒素通过饮水或者食物富集进入高级生物体内,作用于机体的不同器官组织导致病变.微囊藻毒素(microcystins ,MCs )是以动物肝脏为作用靶器官的一类肝毒素,能够特异性地抑制蛋白磷酸酶活性进而诱发癌症等一系列病变,是世界各地广泛存在并且危害极大的一种蓝藻毒素.研究报告显示,MCs 与肠、胃等其他消化道器官肿瘤也有密切关系[6].MCs 分子结构为带有特征的共轭二烯芳香族氨基酸支链的一类环状七肽化合物,通式为:环2(D2丙氨酸2L2X2赤2β2甲基2D2异天冬氨酸2L2Z2Ad2 da2D2异谷氨酸2N2甲基脱氢丙氨酸).其中环肽结构中含有X,Z两个可变的氨基酸基团.结构如图1所示[7].图中R1,R2,R3代表H或者CH3.图1 微囊藻毒素MCs分子结构示意图其中,共轭二烯支链Adda(32氨基292甲氧基22,6,82三甲基2102苯基24,62二烯酸)是表达藻毒素生理活性的结构;X和Z在不同的微囊藻毒素变型中代表不同氨基酸,如在L R型藻毒素(MC2L R)中,X和Z分别代表亮氨酸和精氨酸,此外,还有RR,YR等其他多种类型藻毒素MCs.在已知的60多种MCs中,以MC2L R生理毒性最为显著,是目前研究最多的一种微囊藻毒素.太湖每年蓝藻爆发时水体中的藻毒素就是以MC2L R为主[8],有关数据显示,我国江苏某些地方肝肿瘤的高发率与长期饮用含MCs水体的人群之间存在统计学相关[9,10].在蓝藻的对数生长期,毒素主要存在于细胞内,水中溶解毒素仅占总质量的10%～21%;藻细胞大量死亡时,MCs释放到水中,细胞外毒素比例大幅上升,达到69%[11].由于MCs分子具有稳定的环状多肽分子结构,属于顽固性难降解的生物毒素,一般蛋白水解酶无法分解,能够耐受很宽泛的酸碱环境与温度条件,在自然条件下能够存在很长时间不被光解或生物降解.有报道表明,微囊藻毒素在干燥的藻渣中能存在6个月,润湿后又会释放到水体中[12].2 微囊藻毒素的常规治理方法MCs分子结构种类繁杂,纯品昂贵稀少,目前国内的相关研究刚刚起步,主要集中在环境行为、毒理效应以及分离检测等方面.对于去除MCs,国内研究更多地停留在高藻水的处理方面,如:强化预氧化、化学药剂以及絮凝沉淀等单元操作[13],通过去除藻细胞间接地降低水中MCs的质量浓度.过量的氯系氧化剂预氧化是处理高藻水的常用手段,但容易生成卤化烃等多种潜在“三致”物质,对饮水安全造成威胁[14];O3预氧化存在效率和成本的问题;金属盐的混凝、沉淀作用会造成藻细胞裂解,毒素释放,其质量浓度也会升高[15].An2geline等[16]发现,铝盐在p H>6的絮凝除藻效果最好,但水体中溶解性毒素质量浓度却增加了约30%.活性炭吸附去除效果较为明显,但成本较高而且无法彻底去除MCs.饮用水中MCs质量浓度极低,常规分析仪器无法检测,所导致的非直接致突变在检测中也无法检出[17].但采用酶联免疫检测法,很多地方的饮用水中都有微量藻毒素检出,说明常规单元净水工艺去除MCs的效果不理想[18].此外,《生活饮用水卫生规范》中1μg/L的上限标准是从MCs的致死毒性角度来考虑制定,鉴于长期摄入微量藻毒素在人体内富集造成的巨大健康危害,以及氯化消毒的“三致”污染副产物与藻毒素共存所产生的毒性协同作用[19],即使饮用水达标,也必须采取深度处理措施来减少甚至完全去除微量藻毒素.3 TiO2光催化降解饮用水中的微囊藻毒素 目前较新的去除藻毒素MCs的技术包括纳滤膜技术、生态湿地技术、微生物处理、深度氧化法等,考虑受污染水体的特点、操作可行性以及成本等诸多因素,其中以纳米材料TiO2光催化氧化为代表的高级氧化技术被认为是一种很有应用前景的方法.过去的20年来,采用羟自由基・OH氧化降解有机污染物的高级氧化技术发展很快,其中纳米TiO2光催化方法除了材料廉价安全、条件温和,还可以直接利用太阳光.作为n型半导体,纳米级TiO2在能量大于其带隙的紫外光UV照射下,产607东南大学学报(自然科学版) 第34卷生价带空穴h+和导带电子e-分离,其中一部分会迁移到粒子表面.价带空穴h+通过与吸附在催化剂表面的H2O,OH-发生一系列反应生成羟自由基・OH,导带电子e-则被表面吸附氧所俘获.产物羟自由基・OH具有强氧化性(标准电极电位:218 V),是光催化反应主要的氧化剂,价带空穴h+也具有强氧化性,包括MCs分子在内的几乎所有有机物都可以被氧化降解.近几年,有关光催化方法降解水中微量藻毒素MCs研究开始引起国际间关注,一系列报道都证明光催化能在很短的时间内将水中的MCs完全分解,极大地提高了饮用水的安全性[20～22].国内虽然已经有了大量光催化处理有机废水的研究,也有应用于饮用水处理的尝试,但以MC2L R型藻毒素作为降解对象尚未见报道.311 光催化降解MC2L R的反应条件MC2L R分子是一种两性化合物,肽环链上的天冬氨酸和谷氨酸属于酸性氨基酸,而精氨酸属于碱性氨基酸,这些两性基团决定了MC2L R分子的电性在不同p H环境中会有所变化.在p H<3的强酸性条件下,首先是质子化的氨基(N H3+)使得MC2L R分子带1单位的正电荷;随着p H值增加到3左右,2个羧基依次失去质子(COO-);最后在p H>1215的强碱性环境中,去质子化的氨基使得分子携带2单位的负电荷,整个MC2L R分子的电性随体系酸度的变化过程为 reaction p H值MCL RH+3RH2+H+ 3.0MCL RH2RH-+H+ 3.0MCL RH-RH2-+H+ 12.5根据双电层理论,水化P25型TiO2胶体溶液的p H表面零电势点为6125,p H值在等电点之下, TiO2表面电荷为正,此时MC2L R分子携带负电荷,所以当p H值在310～6125之间,二者吸附作用最强,MC2L R分子最容易被TiO2粒子表面的光生羟基自由基所氧化,降解速率达到最大值.Feitz 等人[23]进行了在不同p H值、光照等条件下光催化降解提取藻毒素的研究,发现MC2L R分子的光催化降解过程受p H值变化的影响较明显,证明最大降解速率出现在p H=315处,在高p H值下, MC2L R降解速度减缓.MC2L R分子的降解与其在纳米TiO2粒子的表面吸附关系密切,二者基本同步变化,完全符合非均相氧化的界面反应特征.MC2L R分子的光催化分解也随光照强度变化,紫外光照强度越大,降解速率越高.一个值得注意的现象是在365nm波长紫外光照和太阳光照的不同条件下,尽管紫外光的辐照能量较高,但太阳光照催化降解MC2L R分子却更为迅速.原因可能是由于提取毒素中含有藻蛋白等捕光色素以及某些腐殖质,这些物质对于催化剂半导体起到了敏化作用,扩大了激发光波长范围,使得太阳光中可见光部分也参与了TiO2光催化反应.312 光催化降解MC2L R动力学研究鉴于水体中微量藻毒素分析极为困难, Robertson[24]等研究了质量浓度约为自然水体1 000倍的纯MC2L R毒素的光催化降解动力学特性.结果表明,动力学曲线降解符合Langmuir2Hin2 shelwood机理,即r0=k0K ads c01+k0K ads c0式中,k0为降解反应常数;K ads为Langmuir吸附常数;c0为污染物初始质量浓度,实验测得k0= 19123μmol/(L・min).在质量比为1%的P25型TiO2悬浮体系中,280W的氙灯(波长330～450 nm)照射的反应条件下,质量浓度为8×104μg/L 的MC2L R分子在30min之内就被彻底分解,因此推测这一体系去除微量污染饮用水中低质量浓度的MC2L R毒素将更为高效.Shephard[25,26]等人分别在TiO2悬浮和负载2种光催化体系中研究了MC2L R的降解,对象是质量浓度为60μg/L,接近真实水体的MC2L R纯水溶液,研究表明,质量浓度降解符合准一级动力学反应模式.其中在TiO2负载量为815g/m2的固定化体系中,在p H=3左右,MC2L R降解反应的速率常数k1最大,为01255±01017min-1,降解半衰期为217min.MC2L R的降解动力学之所以出现2种不同模式,作者认为是由于2个试验体系中污染物质量浓度高低不同所致.高质量浓度体系中,TiO2粒子所提供的表面活性位点有限,反应由MC2L R分子的吸附步骤控制,整个降解过程呈现Langmuir2Hin2 shelwood方式;在真实水体的微量质量浓度体系中,TiO2粒子有足够的表面活性位点作为MC2L R 分子吸附和发生反应的场所,过程由污染物的初始质量浓度决定,所以呈现为准一级动力学反应模式.但并不能认为后一种情况中,仅仅依靠TiO2粒子的表面吸附就可以彻底去除藻毒素,因为非均相光催化降解是一个集有机物吸附、表面反应、脱附、液相中自由基反应于一体的体系.Langmuir2Hin2 shelwood方式拟合的光催化降解过程中吸附常数K ads往往要比黑暗吸附试验中直接测到的吸附常707第5期冯小刚,等:饮用水中微囊藻毒素污染及其光催化降解的研究进展数大2个数量级.313 MC 2L R 分子的光催化降解机理藻毒素的生理毒性是目前研究的热点问题,一般认为MCs 分子结构中,稳定的七员环肽结构极难分解,但真正表达生物活性的是芳香族氨基酸支链Adda ,破坏这部分结构就可以大大降低甚至完全消除毒性.从TiO 2光催化氧化方式的特点来看,Adda 结构的共轭双键极易被降解破坏.根据Law 2ton 等人[27]采用HPLC 2MS 手段对TiO 2光催化降解MC 2L R 分子过程的初步检测,首先是羟自由基・OH 进攻Adda 支链的共轭双键,使其中一个双键饱和并羟基化,生成产物2,3;其中产物2发生连接双羟基的键进一步断开,生成产物4;通过中间体6得到一个较稳定的醛基化合物5,而产物3可以直接得到5.降解步骤如图2所示.图2 MC 2L R 分子结构光催化降解示意图作者进一步研究了TiO 2光催化体系中加入少量氧化剂H 2O 2条件下的情况[28],发现MC 2L R 分子稳定的环肽结构会进一步发生降解,裂环生成一系列线性多肽小分子.314 光催化与其他强氧化剂结合研究均相高级氧化方法中的强氧化剂如H 2O 2加入TiO 2光催化体系,能产生氧化协同效应[29].①光催化体系空穴电子对复合现象大大减少,羟自由基・OH 含量显著提高;②紫外光激发使H 2O 2产生更多氧化自由基;③H 2O 2的引入,使TiO 2体系具备了反应面积增大等均相反应体系优点,污染物的降解效果比单独的TiO 2光催化或相应均相高级氧化都要好.在TiO 2光催化体系中加入氧化剂H 2O 2前后的不同条件下,Liu 等人[30]对比研究了MC 2L R 的降解效果.试验在质量比为1%的P 25型TiO 2悬浮体系和加入了体积比为011%H 2O 2的条件下进行,2种体系条件下MC 2L R 的质量浓度随着降解时间变化的结果如表1所示.表1 光催化系统中加入H 2O 2前后MC 2LR 降解效果的对比时间/minMC 2L R 质量浓度变化/(μg ・mL -1)MC 2L R 降解率/%TiO 2TiO 2/H 2O 2TiO 2TiO 2/H 2O 2010001000005144116331985169916107413180921610020281006097121003011447099191004501231100100 表1中数据证明微量H 2O 2的加入能够极大地加速MC 2L R 的光催化降解.试验对于2种条件下光催化处理后MC 2L R 水样也进行了生理毒性检验,证明TiO 2光催化协同H 2O 2与单独的TiO 2光催化相比,水样毒性消失的速度加快,酶活性抑制的缓解程度大大提高,时间缩短了10多倍.4 TiO 2光催化降解饮用源水中微量藻毒素MCs 的优点 1)TiO 2光催化技术材料安全无毒,条件温和,适合饮用水净化处理.2)光催化需要光照激发,水体浊度要求高,适合低质量浓度污染体系,微量藻毒素极易去除.3)光催化生成的羟自由基・OH 和紫外光具有强烈的抑止藻类生长和杀菌消毒的能力[31].4)除藻毒素外,光催化也可以去除饮用水中预氧化而产生的多种有害的微量卤代烃[32].5)自然源水中的腐殖酸、叶绿素等有机质是半导体TiO 2的光敏剂,可以促进藻毒素在太阳光照条件下的光催化降解[33,34].5 有待解决的问题饮用源水中的藻毒素污染存在着微量、顽固、种类复杂等特征,常规净水工艺难以有效清除.随着人们对饮用水质量要求的不断提高,在加强水源管理,跟踪监测水质的同时,探索一种有效的藻毒素处理技术已成为一个亟待解决的问题.作为一种新兴的有机物氧化降解技术,TiO 2光催化研究广泛涉及各种有机污染废水的降解处理,以其独特的优势不断向饮用水、空气净化等领域扩展.运用光催化反应深度处理微污染饮用源水,藻毒素降解效果极为明显,“三致”有机物、残存微生物等有害成分也能够一并清除.在目前研究基础上,应当考虑如何发挥这一技术优势并和传统净水工艺的操作单元结合,其他高级氧化方法如O 3/UV ,H 2O 2/UV ,H 2O 2/Fe 2+807东南大学学报(自然科学版) 第34卷(Fenton体系)也可以考虑引入这一体系,通过多项指标检测,建立一整套全面去除包括MCs、卤代烃、细菌微生物在内的多种杂质的安全饮用水处理模式.另外,在多种有机质和矿物离子并存的复杂自然水体环境中研究促进藻毒素直接、间接催化光解的因素,寻找有效的天然光敏剂,探索在太阳光照下的敏化光催化也是很有价值的研究方向.参考文献(R 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水源水中微囊藻毒素的遗传毒性与健康风险评价王伟琴;金永堂;吴斌;孙肖瑜;庞晓露;王静【摘要】应用美国 EVA 健康风险评价模型对浙江省101个饮用水源地微囊藻毒素(MC)的健康风险度进行评价,提示水源水中微囊藻毒素-LR(MC-LR)具有较高的非致癌风险.采集MC污染相对严重的A、B 2 饮用水源,一部分利用树脂对其中的MC进行浓集,另一部分加入稀释的纯毒素MC-LR模拟水源水中MC释放的情况,同时制备相同浓度的纯毒素序列,利用Ames试验检测藻毒素浓集物、水样中藻毒素和纯毒素对细菌的致突变性,彗星试验检测人外周血淋巴细胞可能产生的DNA 损伤,微核试验检测鲤鱼红细胞微核的诱发效应.结果表明,与阴性对照组相比.藻毒素浓集物、纯毒素和藻毒素稀释水样均可引起人外周血淋巴细胞DNA的不同程度损伤(P<0.01),损伤随着染毒剂量的增加而加重,高剂量浓集物、藻毒素稀释水样A和纯毒素可诱导鲤鱼红细胞微核率上升,在本实验条件下尚未观察到藻毒素浓集物、藻毒素稀释水样及纯毒素在Ames试验中具有显著的致突变作用.利用树脂浓集水源水中MC和向水源水中加入稀释的MC-LR模拟MC释放2种方法切实可行,饮用水源水中MC可诱导鲤鱼红细胞微核率上升和淋巴细胞DNA损伤,具有遗传毒性,可能对人体健康产生的远期危害.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2010(030)004【总页数】9页(P468-476)【关键词】微囊藻毒素;水源水;健康风险评价;遗传毒性【作者】王伟琴;金永堂;吴斌;孙肖瑜;庞晓露;王静【作者单位】浙江大学公共卫生学院,环境医学系,浙江,杭州,310058;浙江大学公共卫生学院,环境医学系,浙江,杭州,310058;浙江省环境监测中心,浙江,杭州,310012;浙江大学公共卫生学院,环境医学系,浙江,杭州,310058;浙江省环境监测中心,浙江,杭州,310012;浙江省环境监测中心,浙江,杭州,310012【正文语种】中文【中图分类】X503.1近年来,一些作为饮用水源的湖泊、水库等水体富营养化及蓝藻水华爆发已严重威胁到人民群众的饮用水安全[1].蓝藻水华爆发不仅造成水质下降,而且还释放出内源性藻毒素,其中微囊藻毒素(MC)是出现频率最高,危害最严重的藻类毒素[2],微囊藻毒素-LR(MC-LR)是我国富营养化水体中毒性较大的常见亚型,能强烈抑制蛋白磷酸酶 1(PP1)和蛋白磷酸酶 2A(PP2A)的活性[3],具有肝脏毒性和肿瘤促进作用[4].常规水处理方法不能完全去除水中的 MC[5],为确保居民饮用水安全,迫切需要对MC 污染水体的健康风险进行评价,并提出相应的防制措施.目前对水环境污染物的健康风险评价多使用数学模型和动物模型[6],尽管对水中污染物的遗传毒性研究较多,但是对人体可能具有的远期健康效应的评价却较少.本研究对浙江省101个县级以上集中式饮用水源水中的176种污染物进行了监测,结果显示MC是其中分布最广、且非致癌健康风险最高的污染物.因此,采集 MC污染严重的水源水样,一部分采用树脂对其中的藻毒素进行浓集,另一部分以水源水稀释不同浓度的MC-LR纯毒素模拟了水中MC不同的污染状况,检测与分析了MC对鱼的生态毒性和细菌致突变性及水源水中不同浓度的 MC对人体DNA损伤的远期效应.1 材料与方法1.1 仪器与试剂CO2恒温培养箱(美国 Thermo Fisher Scientific公司),DYY-11B型水平电泳仪(北京市六一仪器厂),BX51型荧光显微镜及 DP50数码摄像头(日本Olympus公司),水族箱(广东日生公司),真空过滤系统(天津津腾实验设备有限公司),Autotrace固相萃取仪(美国Zymark公司),旋转蒸发器(瑞士 Buchi公司),氮吹仪(美国Organomation公司),Oasis HLB 小柱(6mL、500mg, 美国Waters公司).MC-LR标准品(瑞士Alexis公司),纯度95%,用色谱级甲醇稀释为500µg/m L的母液,-20℃保存;正常熔点琼脂糖(NMA)、低熔点琼脂糖(LMA)、溴化乙锭(EB)、葡萄糖-6-磷酸、2-甲氯基-6氯代-9-[3-(2-氯乙基)氨基丙胺]吖啶-2盐酸(ICR-191) (美国Sigma);RPMI 1640培养基(美国Gibco);柔毛霉素(Pharmacia Italia S.p.A);2-氨基芴(ALDRICH),其余试剂为国产分析纯.1.2 水样采集和检测2008年5月丰水期,采集了浙江省101个县级以上集中式饮用水水源地的地表水样(水面下0.5m),检测了水中MC-LR和MC-RR的含量.太湖是我国第3大淡水湖,是周围城市重要的饮用水源地,近年来蓝藻污染水体事件常有发生,于2008年5月丰水期,采集了该流域湖州地区城北水厂(记为A)和新塘(记为B) 2地水样.1.3 水环境健康风险评价根据水源地水样检测结果,基于美国EPA推荐的水环境健康风险评价模型[7]对检出MC致癌与非致癌健康风险进行综合评价.水健康风险模型将水环境污染与人群健康危害联系起来,通过收集、整理、解释各种健康相关资料,包括毒理学研究资料、人群流行病学资料、环境暴露因素资料,以风险度为指标定量描述环境毒物对健康的影响程度.1.4 水源水中MC的浓集根据水源水样监测结果,A、B两水源水中主要的有机成分为 MC(其中分别含0.094µg/L MC-LR、0.091µg/L MC-LR),按文献[8]方法收集样品,经0.45µm玻璃纤维滤膜过滤去除悬浮颗粒,通过Oasis HLB小柱进行固相萃取,甲醇、丙酮、二氯甲烷洗柱,洗脱液经旋转蒸发、N2吹干,DMSO定容,使得浓集物中MC-LR浓度为4.5µg/mL,-20℃避光保存备用.1.5 水源水中MC的致突变性鼠伤寒沙门氏菌组氨酸缺陷型菌株TA97、TA98、TA100、TA102由浙江省疾病预防控制中心惠赠,经菌株生物学特性鉴定,均符合实验要求.采用苯巴比妥和5′6-苯黄酮联合诱导的大鼠肝匀浆作为代谢活化系统(S9),经 Lowry法蛋白定量检测符合实验要求.按照平板掺入法[9]分别对藻毒素浓集物、藻毒素稀释水样及纯毒素的致突变性进行检测,以DMSO稀释水样浓集物,A、B 2水源水稀释MC-LR纯毒素,各试验组每皿加入不同浓度的藻毒素浓集物和稀释水样,使得浓集物和水样中MC-LR的浓度为0.01,0.10,1.00,10.00,100.00µg/L (不包括水源水中MC-LR本底值),分别记为浓集物A、B和水样A、B,并以MC-LR纯毒素作为标准浓度序列.在45℃保温的顶层琼脂中加入0.1mL试验菌株增菌液、0.1mL受试物,需要活化时加 10% S9混合液0.4mL,经37℃ 5% CO2培养48h,观察计数产生回复突变的菌落数.每个样品做3个平行皿,同时设阴性对照、阳性对照和自发回变组,重复试验2次.以受试物的回变菌落数为自发回变菌落数2倍以上,并具有剂量-反应关系者定为阳性.1.6 水源水中微囊藻毒素的染色体损伤检测健康锦鲤(Cyprinus carpiod)购于花鸟市场,体重 25~40g,体长 20cm左右,实验室水族箱(200L,水温20~25℃)内适应1周后用于实验.参考王维等[10]提出的30h鱼背肌染毒法,用微量进样器将受试物(受试物含量与Ames试验相同)分别按1µL/g的鱼体重注射于鱼背肌,2次染毒时间间隔24h,在第2次染毒结束后6h,进行尾静脉采血,制备血涂片,自然晾干,经甲醇固定后Giemsa染色20min.环磷酰胺(80mg/kg)作为阳性对照,每个剂量组从 5尾健康锦鲤中随机抽取2尾,每尾鱼制2张血涂片.每张片子计数2000个清晰完整、染色良好的红细胞,显微镜下计数,计算微核千分率(‰).微核判断标准:微核位于红细胞胞浆中,与主核完全分开,边缘清晰光滑,染色与主核一致或略浅,大小为主核的1/20~1/3.1.7 水源水中微囊藻毒素的DNA损伤检测常规方法从健康成年志愿者全血中分离淋巴细胞,PBS缓冲液制备5×106/mL的细胞悬液,台盼蓝测定细胞存活率.在装有RPMI 1640培养基的离心管内分装细胞悬液100µL/管,分别加入10µL 各浓度受试物(受试物含量与 Ames试验相同),阳性对照组加10µL 5mmol/L重铬酸钾溶液使得最终浓度为 0.1mmol/L,另作阴性对照组和水源水组,37℃ 5% CO2染毒6h.彗星试验采用2层凝胶法[11],染毒完毕用PBS液洗细胞2次,以防止毒物继续影响,台盼蓝测定细胞存活率,进行彗星试验检测,经铺片、碱性解旋、电泳、中和与固定后,40µL EB (20µg/mL)染色,荧光显微镜下观察摄片,每张片子随机拍摄100个细胞,以细胞尾部DNA百分比(%)、彗星尾长(µm)、尾矩和Olive尾距综合反映细胞DNA损伤情况.1.8 统计学分析利用SPSS 16.0统计软件进行数据处理和分析,主要统计分析方法为Levene检验、方差分析、LSD-t检验、卡方检验.2 结果2.1 基于EPA模型的水源水健康风险度结果101个县级以上集中式饮用水源地水样共检出MC-LR(13处)、MC-RR(15处),主要分布于湖州、台州和金华地区,最高检出浓度下对应的个人年均致癌与非致癌风险如表1所示.MC-LR的个人非致癌年风险为4.80×10-9,未超过国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险5.0× 10-5[12],MC-RR无相应参考剂量,其健康风险未予计算.表1 基于EPA模型的有机污染物健康风险度Table 1 Health risk caused by organic pollutants in drinking water source based on EPA model注:“-”为尚无数据有机污染物最高检出浓度(µg/L)参考剂量[mg/ (kg·d)]年均非致癌风险(a-1)致癌强度系数[mg/ (kg·d)]年均致癌风险(a-1) MC-LR 0.428 4.0×10-54.80×10-9 - -MC-RR 0.389 - - - -2.2 水源水中MC的致突变性作用藻毒素水源水浓集物A、B,藻毒素稀释水样A、B及MC-LR纯毒素各组致突变结果如表2、表 3所示,无论是否加入代谢活化系统(S9), TA97、TA98、TA100和TA102各菌株回变菌落数均高于空白对照组,且存在一定的剂量反应关系,但结果均未达到自发回变菌落数的2倍,依据Ames试验判定标准,藻毒素浓集物、稀释水样及纯毒素均未显示出明显致突变性.非代谢活化条件下,浓集物A和水样A多个剂量组TA97、TA98、TA100菌株,浓集物B和水样B多个剂量组TA97、TA98、TA100和TA102菌株回变数高于同剂量纯毒素,差异具有统计学意义(P<0.01;P<0.05).代谢活化条件下,各菌株回变数较非代谢活化条件下有所上升,浓集物A多个剂量组TA98、TA100菌株回变数明显高于同剂量纯毒素,水样A多个剂量组对TA100菌株回变数明显高于同剂量纯毒素,水样 B和 B浓集物多个剂量组TA98、TA100和TA102菌株回变数明显高于同剂量纯毒素,差异具有统计学意义 (P<0.01; P<0.05). 表2 水源水中微囊藻毒素非代谢活化条件下的所致回变菌落数(个/皿)Table 2 The number of revertant colonies induced by microcystin without metabolic activation (CFU/dish)注: a:与同浓度MC-LR组相比, P<0.05;b:与同浓度MC-LR 组相比,P<0.01;c:阳性对照:TA97为ICR-191 1.0µg/皿,TA98为柔毛霉素6.0µg/皿,TA100为叠氮钠1.5µg/皿,TA102为1′8二羟基蒽醌50.0µg/皿; d:此处剂量不包括水源水MC-LR本底值;表中数据为均值±标准差组别剂量(µg/L)d TA97TA98 TA100 TA102 0.01 97.83±5.35 28.83±4.36 139.67±9.46 246.33±11.77 MC-LR 0.10 101.67±4.97 30.17±4.26 153.50±6.83 255.67±16.02 1.00 104.50±8.02 31.33±3.45 162.17±6.16 268.17±9.00 10.00 125.00±13.12 32.33±4.84 168.17±6.80 276.83±5.35 100.00 133.33±3.20 38.17±2.86 169.33±9.83 285.00±10.18 0.01 94.50±4.84 29.50±2.42 118.67±8.76b 260.50±9.71浓集物A 0.10 94.75±3.10b 33.00±2.58 138.00±6.98b265.50±5.07 1.00 97.75±5.12 33.75±3.10 145.00±5.10b 274.50±3.18 10.00 105.00±5.10b 42.00±4.08b 153.00±6.48b 279.00±6.22 100.00118.75±5.50b 50.25±2.75b 169.00±4.97 287.00±6.68 0.01 93.33±3.88a 29.50±3.14 126.00±4.60a 243.17±4.99浓集物B 0.10 101.50±6.7641.00±5.35b 142.50±6.95a 255.75±6.50 1.00 123.75±7.72b 45.00±3.38b 160.50±5.80 274.00±4.54 10.00 143.25±9.18 48.00±3.16b 179.25±9.18a 291.00±7.96b 100.00 162.00±9.35b 55.50±3.11b 199.75±8.73b303.00±8.83b 0.01 107.83±5.91a 35.50±2.07b 146.67±6.74 246.17±10.87水样A 0.10 108.33±5.43b 37.17±2.48b 153.00±12.55 249.83±9.07 1.00 115.00±9.23a 34.00±2.61 162.00±9.52 260.83±4.62 10.00 124.67±8.21 37.00±2.97a 166.50±6.89 269.33±9.77 100.00 147.83±8.68a 41.83±2.32a 183.33±7.94b 282.33±12.91 0.01 105.67±6.56a 29.00±3.57 140.83±4.95 280.33±5.28b水样B 0.10 114.67±3.78b 33.33±4.08 147.33±5.28287.00±7.87b 1.00 126.33±4.22b 33.50±4.84 155.50±7.34 278.00±10.56 10.00 136.00±4.86 36.83±1.60a 165.67±8.87 288.33±11.11a 100.00 144.50±7.23 41.50±2.35a 181.50±11.11b 300.00±4.69a自发回变91.33±3.20 31.83±3.49 123.83±12.15 241.83±5.57 DMSO 91.75±6.40 30.25±2.50 127.75±4.92 247.50±8.74 H2O 93.83±4.71 25.50±5.32131.17±6.37 250.67±16.08 A水源水96.33±3.83 30.50±3.08 143.83±14.04 242.33±7.57 B水源水105.50±7.77b 31.33±3.83a 137.83±3.97261.67±7.31b阳性对照c 1610.33±204.43 1070.17±202.29 1735.33±375.12 735.67±153.26表3 水源水中微囊藻毒素代谢活化条件下的所致回变菌落数(个/皿)Table 3 The number of revertant colonies induced by microcystin with metabolic activation (CFU/dish)注:a:与同浓度MC-LR组相比P<0.05;b:与同浓度MC-LR 组相比P<0.01;c:阳性对照各菌株均为二氨基芴10.0µg/皿;d:剂量中不包括水源水MC-LR本底值;表中数据为均值±标准差组别剂量(µg/L)d TA97 TA98 TA100 TA102 0.01 99.67±7.42 34.50±5.96 130.17±11.04 247.83±14.87 MC-LR 0.10 123.50±18.12 35.67±3.83 140.00±9.38 262.00±6.87 1.00 139.67±8.83 36.83±3.60 145.33±8.00 270.33±8.19 10.00 159.50±12.63 38.33±5.72 148.17±10.70 263.83±39.11 100.00 175.33±11.61 42.33±4.23 167.83±10.38 300.00±5.48 0.01 99.17±2.48 31.50±3.45 128.00±5.90b 244.67±8.76浓集物A 0.10 109.00±5.77 39.75±2.22a 151.75±4.50 257.50±9.75 1.00120.25±10.44 39.25±3.86a 161.25±4.79b 265.75±4.99 10.00 135.00±5.94 47.50±3.11b 166.50±4.66 266.00±4.55 100.00 144.00±9.13b 50.75±3.10b 178.25±3.86 284.50±9.15 0.01 97.83±2.23 30.50±2.74 129.67±3.07249.00±8.32浓集物B 0.10 112.75±10.47 42.00±2.58b 156.50±8.06b 247.50±9.81b 1.00 128.75±2.22 45.50±4.80b 170.50±2.99b 256.75±7.93b 10.00 141.50±4.04 48.00±3.74b 191.75±6.50b 275.75±14.33b 100.00 161.50±7.94 52.00±2.94b 202.75±9.74b 303.00±8.98b 0.01 112.00±13.8835.00±2.37 140.67±6.50a 246.33±11.07水样A 0.10 115.50±18.1937.83±3.43 145.83±7.83 254.83±9.81 1.00 143.83±11.60 40.33±4.03 149.33±8.91 263.83±12.18 10.00 160.83±14.99 41.33±4.32 153.17±6.31 273.83±7.68 100.00 184.00±6.36 46.17±3.49 163.33±4.76 288.83±13.33 0.01 101.83±9.28 38.83±4.02 139.33±4.55 261.17±9.07水样B 0.10131.50±6.75 39.33±3.83 149.17±2.79a 275.50±7.01a 1.00 146.00±6.75 44.83±4.92b 150.83±7.89 281.83±6.65a 10.00 158.17±5.95 48.83±2.48b 158.83±7.39a290.67±9.95 100.00 178.17±9.02 50.00±4.63b 161.17±7.41 305.33±12.13自发回变103.33±5.72 32.50±4.64 142.00±7.24 244.67±13.34 DMSO 99.75±5.74 34.50±2.08 136.25±7.14 242.50±8.54 H2O 91.33±5.43 31.17±4.31 124.17±5.64 248.67±13.43 A水源水94.83±7.89 32.33±2.16 130.33±3.27a 246.33±10.43 B水源水90.50±4.51 36.00±3.52a 128.83±4.17 241.83±10.80阳性对照c 1383.67±382.02 1055.33±174.23 1610.33±204.43 387.83±41.762.3 水源水中的MC与染色体损伤效应水源水中微囊藻毒素对锦鲤外周血红细胞微核率的影响如表4所示,水源水藻毒素浓集物、藻毒素稀释水样及MC-LR纯毒素均可在一定程度上诱导红细胞产生微核.藻毒素浓集物、稀释水样及纯毒素各组锦鲤外周血红细胞微核率均高于阴性对照,纯毒素最高剂量组(100.00µg/L)微核率达到2.37‰±0.62‰,与对照组(0.75‰±0.64‰)相比,差异具有统计学意义(P<0.01),表明该剂量下可诱发染色体损伤.浓集物A和水样A多组细胞微核发生率高于对照组,最高剂量下(100.00µg/L)微核率分别达到2.50‰±1.29‰和3.37‰±1.11‰,与溶剂对照相比,差异具有统计学意义(P<0.01).浓集物B和水样B各组微核率高于水源对照,浓集物 B最高剂量组微核率达到3.18‰±0.41‰,与溶剂对照相比,差异具有统计学意义(P<0.01).2.4 水源水中MC引起的DNA损伤效应水源水中MC对人外周血淋巴细胞DNA损伤结果如图1、表5所示.染毒前后,对照组和染毒组细胞存活率均不低于 95%,且差异无统计学意义(P>0.05).图 1A中阴性对照组细胞呈圆形,无彗尾现象,提示DNA链未发生明显断裂;从图1B~图1F可以看出各染毒组均出现明显彗星样拖尾,表明DNA链受损发生断裂,且随着染毒剂量的增加损伤逐渐加重,100.00µg/L组细胞DNA损伤最为严重,图像表现为荧光信号变小,尾部长且尾部面积大(图1F).纯毒素各组尾部DNA百分比、尾长、尾矩和 Olive尾矩均高于阴性对照组,最高剂量组DNA百分比为30.13%±23.94%,尾长为(29.52± 23.70)µm,尾矩和 Olive 尾矩分别达到13.50± 18.07和8.23±10.06,与对照组间差异具有统计学意义(P<0.01),表明MC-LR可引起人外周血淋巴细胞DNA链断裂,且DNA损伤各指标随着染毒剂量的增加呈上升趋势.水源水藻毒素浓集物 A和浓集物 B各组DNA损伤指标均高于阴性对照组,差异具有统计学意义(P<0.01),存在一定的剂量反应关系,最高剂量组(100.00µg/L)尾部DNA百分比、尾长、尾矩和 Olive尾矩等各项指标接近阳性对照水平,表明各剂量组浓集物A均可引起细胞DNA损伤,高剂量染毒条件下损伤最为严重.表4 水源水中微囊藻毒素对锦鲤红细胞微核率的影响Table 4 Micronuclei induction in carp erythrocytes exposed to microcystin in drinking source water注:a:与溶剂对照组比较P<0.01;b:剂量中不包括水源水MC-LR本底值; c:计数细胞数n=2000;数据为均值±标准差组别剂量(µg/L)b 细胞微核率(‰)c MC-LR 0.01 1.50±0.58 0.10 1.38±0.85 1.00 1.12±0.75 10.00 1.87±0.85浓集物A 100.00 2.37±0.62a 0.01 1.00±0.41 0.10 1.50±0.58 1.00 2.25±0.87 10.00 3.00±.058a浓集物B 100.00 3.37±1.11a 0.01 1.21±0.30 0.10 1.78±0.27 1.00 2.43±0.68 10.00 2.55±0.64 100.00 3.18±0.41a 0.01 1.37±0.47水样A 0.101.25±0.65 1.002.12±0.85 10.00 2.25±0.96 100.00 2.50±1.29a 0.012.12±0.85水样B 0.10 2.12±0.48 1.00 1.62±0.75 10.00 2.50±0.91 100.00 2.75±1.04 H2O 0.75±0.64 DMSO 1.25±0.65 A水源水0.75±0.64 B水源水1.50±0.41阳性对照8.37±2.69图1 MC-LR致人外周血淋巴细胞DNA损伤彗星图像 (EB染色,×400)Fig.1 Comet picture of human lymphocytes exposed to MC-LR (×400)A:阴性对照; B:0.01µg/L; C:0.10µg/L;D:1.00µg/L; E:10.00µg/L; F:100.00µg/L表5 水源水中微囊藻毒素对人外周血淋巴细胞DNA损伤的影响Table 5 DNA damage in human peripheral blood lymphocytes exposed microcystin注: a:与阴性对照比较,P<0.05;b:与阴性对照比较,P<0.01;c:与同浓度MC-LR组相比,P<0.05;d:与同浓度MC-LR组相比,P<0.01,e:此处浓度不包括水源水中MC-LR 的本底值;数据为均值±标准差组别剂量(µg/L)e 尾部DNA(%) 尾长(µm) 尾矩Olive 尾矩0.01 6.61±7.84b 7.59±7.31 0.94±2.41b 0.93±1.62a MC-LR 0.10 7.59±6.88b 9.95±6.89b 1.11±2.16b 1.20±1.37b 1.00 10.69±9.31b14.43±9.56b 2.31±3.51b 2.01±2.14b 10.00 19.74±16.70b 17.93±11.41b 5.23±6.73b 3.71±3.84b 100.00 24.46±15.34b 21.36±10.76b 6.47±5.64b 4.40±3.16b 0.01 6.02±6.85b 11.09±10.48a 1.30±3.47b 1.23±2.00b浓集物A 0.10 9.23±7.14b 14.07±9.50a 1.84±3.51b 1.81±2.20b 1.00 13.49±8.73b 18.92±9.29bc 3.04±2.85b 2.78±1.91b 10.00 16.15±16.17b 21.04±21.47b 6.47±13.24bc 4.34±7.52b 100.00 33.07±19.93bc 36.46±22.04bc14.90±14.89bd 9.19±7.79bd 0.01 6.66±4.48b 8.75±6.16b 0.75±0.97b0.94±0.82b浓集物B 0.10 7.94±5.15b 13.07±7.33bc 1.32±1.61b 1.49±1.13b1.00 12.04±5.40b 18.12±7.74bc 2.45±2.21b 2.36±1.30b 10.00 16.37±6.29b 25.14±9.99bd 4.51±3.25b 3.69±1.90b 100.00 38.28±15.02bd49.84±20.04bd 21.04±14.72bd 12.65±7.49bd 0.01 7.52±7.04 11.16±8.32d1.34±2.38c 1.36±1.58d水样A 0.10 10.06±9.65bd 12.59±9.81bd2.00±3.45bd 1.81±2.20bd 1.00 12.73±11.67bd 15.62±10.20b 2.85±4.17bc 2.42±2.59bd 10.00 15.05±12.04bd 18.17±11.07b 3.77±5.35bd 3.03±3.11bd 100.00 22.77±15.67b 23.88±14.53bd 7.17±7.67b 4.81±4.24b 0.016.43±6.01 10.28±8.47d 1.06±2.54b 1.14±1.58水样B 0.10 6.72±4.54bc 10.52±4.67 0.85±1.22bc 1.11±0.87 1.00 8.05±7.24bd 11.99±9.03bd1.50±2.67bd 1.51±1.76bd 10.00 11.90±10.17bd 15.18±10.99bd2.61±3.25bd 2.34±2.28bd 100.00 14.36±11.41bd 17.17±11.82bd3.48±4.24bd 2.78±2.72bd H2O 4.77±3.76 6.82±5.24 0.50±0.76 0.71±0.76 DMSO 4.40±5.14 7.99±7.02 0.65±1.64 0.79±1.25 A水源水7.25±4.83d 10.89±6.80d 1.05±1.16d 1.22±0.87d B水源水5.77±2.47d 9.81±4.00d0.64±0.49d 1.00±0.49d阳性对照30.83±24.11 30.05±23.91 13.93±18.31 8.47±10.20稀释水样A中除0.01µg/L组外,各组DNA损伤指标均高于水源对照,差异具有统计学意义(P<0.01),存在一定的剂量反应关系.其中100.00µg/L组DNA百分比为(22.77±15.67)%,彗星尾长达到(23.88±14.53)µm,尾矩和 Olive尾矩分别为7.17±7.67和4.81±4.24,表明水样A中的微囊藻毒素对人外周血淋巴细胞DNA 链产生了损伤,且随着染毒剂量的增加,DNA损伤程度呈现加重的趋势.稀释水样 B 中1.00,10.00, 100.00µg/L组DNA损伤指标均明显高于对照组,差异具有统计学意义(P<0.01),且具有一定的剂量反应关系.这表明水样B中微囊藻毒素引起了淋巴细胞DNA链断裂,具有DNA损伤能力.3 讨论对浙江省 101个县级以上饮用水源地水样中的2种MC进行监测,MC-LR引起的非致癌风险达到4.80×10-8 a-1,MC-RR无相关毒理学参数,健康风险未予计算,因此水源水中MC的实际风险高于计算值.太湖 MC-LR的浓度较低(0.01~0.43µg/L),未超过国家饮用水规范中 MC-LR低于1.0µg/L的限定标准,但蓝藻暴发时期水中MC浓度迅速上升,可高达54.89µg/L[13].本研究运用树脂对水源水中的 MC进行浓集,同时以水源水为溶剂稀释MC-LR纯品,对天然水体中的不同浓度藻毒素可能存在的遗传毒性进行了检测,分析了可能存在的健康风险.结果显示了水源水藻毒素浓集物、稀释水样和纯毒素各组无论是否加入代谢活化系统,对鼠伤寒沙门氏菌TA97、TA98、TA100和TA102各菌株均未呈现致突变能力,这与 Ding等[14]的研究结果一致.藻毒素浓集物、稀释水样与纯毒素相比,多个剂量组回变菌落数高于纯毒素组,猜测水源水浓集过程同时可能带入一些有机物质,而水源水中除含有藻毒素以外,还可能含有一些其他生物活性成分,本身具有一定的致突变性,或者与藻毒素相互作用增强了致突变性,从而可能导致藻毒素浓集物、稀释水样与纯毒素在菌株回变数上的差异.有研究显示,各个季节的太湖水样Ames试验阳性,可诱导基因突变[15],而宋瑞霞等[16]从太湖蓝藻水华中提取微囊藻毒素显示可导致TA98菌株发生移码突变,考虑可能是由于不同水体中藻群生物性状的差异,MC构型的不同所致.微核是细胞有丝分裂后期滞留于胞质中的染色体片段或染色单体,主要由于染色体断裂、非整倍体化形成,是染色体损伤的标志之一,目前广泛用于放射损伤和诱变剂检测.有研究显示,MC-LR可以诱发TK6细胞、小鼠骨髓细胞微核率上升[16-17],但是MC对淡水鱼类的遗传毒性的生态毒理学研究仍较少.本研究结果显示高剂量组浓集物、水样A和高剂量组的纯毒素诱发淡水鱼类红细胞微核率增高,可致染色体损伤,对水生生物具有遗传毒性效应.目前对于MC是否具有DNA水平上的遗传毒性还存在着较大的争议.研究发现,1mg/L MC-LR可以诱导 20%的人外周血淋巴细胞DNA发生明显损伤[18].而本研究中MC-LR纯毒素、浓集物与水样在彗星试验中各项DNA损伤指标均有不同程度上升,显示了较强的损伤作用,其损伤程度随着染毒剂量增加而逐步加重,存在良好的剂量反应关系.目前MC-LR引起DNA损伤机制尚不十分明了,有学者认为MC-LR导致DNA损伤并不是某个机制的单一作用的结果,氧化应激在藻毒素所致的DNA损伤中发挥重要作用,较短时间暴露就能检测到 DNA链的断裂[19-21].有研究者证明MC-LR可干扰DNA的碱基切除修复[22],这可能是藻毒素的致癌作用的机制之一,而其表现出的 DNA损伤作用是由早期凋亡引起的.研究发现caspase-3、p53、bcl-2和Bax在MC-LR诱导的细胞凋亡中可能具有重要作用[23-24].也有专家认为藻毒素可能并不能直接造成 DNA损伤,而是通过抑制其修复酶的活性所导致的损伤[21].本研究发现,水源水浓集物及水源水中MC-LR的遗传毒性与纯毒素相比存在一定的差别,Ames试验中水源水浓集物和2地水样多个剂量组引起回变菌落数高于纯的藻毒素组,彗星试验中水源水浓集物、水源水样中MC-LR与纯毒素的 DNA损伤作用大小也具有一定的差异,考虑水源水中除藻毒素以外可能还存在其他的有机毒物,虽然浓度较低,也可能产生一定的遗传毒性效应,仍需进一步深入研究.4 结论4.1 浙江省 101个县级以上饮用水源水中MC-LR引起的非致癌风险达到4.80×10-9 a-1,未超过ICRP推荐的最大可接受水平(5.0×10-5 a-1).4.2 在本研究条件下,水源水MC浓集物及MC稀释水样可诱导鲤鱼红细胞微核率上升,引发人外周血淋巴细胞 DNA损伤,具有一定的遗传毒性,尚未观察到具有致Ames试验阳性的能力,对人体健康存在潜在威胁.参考文献：[1] Van Apeldoorn M E, Van Egmond H P, Speijers G J A, et al. 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