微囊藻毒素健康风险评价
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与微囊藻毒素-LR有关。
2 分析方法测量水体中微囊藻毒素的总量(包括所有种类，而非仅仅微囊藻毒素-LR)是很重要的。
酶联免疫法(ELISA)是一种灵敏度很高适合微囊藻毒素的检测方法。
饮用水中微囊藻毒素的健康影响
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生物测试法
❖ 方法：腹腔注射染毒，测其LD50 ❖ 优点：快速筛查、可以区分毒素的毒作
用特征 ❖ 缺点：灵敏度低、可比性差、不能定性
定量、一种毒素可能掩盖另一种毒素的 时相上较为延迟的严重毒性作用或致死 作用。
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磷酸酶分析法
原理：PP1和PP2A可强烈专一性促进糖原 磷酸化酶 a的水解，而MCYST又可与PP1 和PP2A共价结合，抑制其活性。据此，以 32p标记糖原磷酸化酶 a，三者相互作用， 根据32p的释放量来测定样品中MCYST的 含量。
– 生长期: 10 :1 ～ 5 :1 – 消解期: 3 :7
我国部分饮用水源水中MC-LR的污染情况 资料仅供参考,不当之处，请联系改正。
地区
采样时间
样本 数
源水（ng/L） 均数±标准差
最大值 样本 自来水(ng/L) 最大值 (ng/L) 数 均数±标准差 (ng/L)
淀山湖 94.7-8
5
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产毒藻种
Microcystis
Microcystis viridis M. wesenbergii
aeruginosa Kuetz. (A.Br.)Lemm
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产毒藻种
Anabaena
Oscillatoria
Nostoc
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优缺点：检测限低，反应灵敏，选择性
好，但是成本高，技术复杂
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环境暴露和人群接触水平
❖ 原水中毒素的浓度和变异度 (nd～10 µg/L)
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。
【总页数】8页(P357-364)【作者】黄艺;张郅灏【作者单位】北京大学环境科学与工程学院，北京 100871;北京大学深圳研究生院环境与能源学院，广东深圳 518055【正文语种】中文【中图分类】X173【相关文献】1.微囊藻毒素致毒机理及防治方法研究进展 [J], 邓鹏;薛文通;胡鹏;王兆华;杜方岭2.微囊藻毒素致毒机理的研究进展 [J], 傅文宇;徐立红3.水生生物对微囊藻毒素去毒分子机理及调控因子研究 [J], 于燕;梁旭方;廖婉琴;韩博平4.微囊藻毒素分子致毒机理研究近况 [J], 徐立红;张甬元5.微囊藻毒素对尼罗罗非鱼原代肝细胞致毒机理的探讨 [J], 刘秀霞;梁旭方;丁雪芬;王琳;林群;李光照;沈丹因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
微囊藻毒素健康风险评价
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。
Rfi=CDI RfDi×L式中：Rfi——人群通过水产品暴露所带来健康危害的个人年风险度，a-1；CDI——通过食入途径单位体重的日均暴露剂量，mg/(kg×d)；RfDi——化合物i通过食入途径的参考计量，mg/(kg×d)；通过食入途径单位体重的日均暴露剂量CDI的计算如下：C DI=(C×FIR×FR×EF×ED×CF)/(BW×365×AT)式中：C——化合物在水产品组织中的浓度,mg/g；FIR——成人每天摄入的水产品量,g/d；FR——食用受污染的水产品占居民所有食用的水产品的百分数，取50%；EF——暴露频率,取350d/a；ED——人群暴露化合物的持续时间，a；CF——鱼类从水中摄入的化合物转化成鱼体组织中的化合物的转化因子，无量纲数，取10-4；AT——平均时间，a。
水源水中微囊藻毒素的遗传毒性与健康风险评价
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. Toxins of cyanobacteria [J]. Molecular Nutrition and Food Research, 2007,51(1):7-60.[2] Palus J, Dziubaltowska E, Stanczyk M, et al. Biomonitoring of cyanobacterial blooms in Polish water reservoir and the cytotoxicity and genotoxicity of selected cyanobacterial extracts [J]. International Journal of Occupational Medicine and Environmental Health, 2007,20(1):48-65. [3] Mackintosh C, Beattie K A, Klumpp S, et al. Cyanobacterial microcystin-LR is a potent and specific inhibitor of protein phosphatase 1 and 2A from both mammals and higher plants [J]. FEBS Letters, 1990,264(2):187-192. [4] Falconer I R. Tumor promotion and liver injury caused by oral consumption of cyanobacteria [J]. Environmental Toxicology and Water Quality, 1991,6(2):177-184.[5] 张可佳,殷娣娣,高乃云,等.水中两种微囊藻毒素的臭氧氧化及其影响因素 [J]. 中国环境科学, 2008,28(10):877-882.[6] 许川,舒为群,罗财红,等.三峡库区水环境多环芳烃和邻苯二甲酸酯类有机污染物健康风险评价 [J]. 环境科学研究, 2007,20(5):57-60.[7] 乔敏,王春霞,黄圣彪,等.太湖梅梁湾水体和沉积物中有机污染物的遗传毒性 [J]. 中国环境科学, 2006,26(2):224-227.[8] US EPA. 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关于微囊藻毒素的调查与分析
关于微囊藻毒素的调查与分析--食品安全与卫生论文我们每个人，每天都需要依靠食物来提供能量继续生存下去，甚至于世界上所有生命都需要食物，而且每一刻都在某个地方存在进食的现象，俗话也说“民以食为天”。
所以，食物，在整个社会历史发展中都是尤为重要的，自然而然的，食品安全与卫生检测就是攸关生死的大事了，对于食物中所含毒素的研究，也显得尤为重要了。
通过学习这门通识课，我学到很多，也发现其中乐趣之多，感到这门课非常值得学习。
既然我是水产学院的一员，相对而言就对水产品更为熟悉，所以就选择调查分析一些常见的食品鱼类所含毒素。
作为满足人类食物要求的重要产业，淡水水产养殖业在不断扩大规模的同时，也给养殖区域的水环境带来严重后果。
2001年7、11月有人对太湖水域进行调查，发现次生代谢产物——微囊藻毒素MC对水体环境和人类健康构成巨大威胁。
采自太湖的28尾淡水鱼体内均检出MC，其中，肝脏中MC含量远远高于肌肉中含量。
肝脏中含量最高的是鲤鱼、鲢鱼和鳙鱼，肌肉中最高的是鲢鱼和鳙鱼。
间接证明我国局部地区人群肝功能损害，甚至肝癌的高发可能与当地的水源、食品鱼类有密切关系。
微囊藻毒素是由蓝藻水华，如固氮的鱼腥藻、束丝藻、拟柱胞藻、胶刺藻和节球藻等暴发所产生的一种肝毒素，它对蛋白磷酸酶1 和蛋白磷酸酶2A 具有抑制作用，因此与肿瘤促进作用有直接关系。
微囊藻毒素为七肽单环肝毒素，结构中存在着环状结构和间隔双键，因而具有相当的稳定性。
它能够强烈抑制蛋白磷酸酶的活性，当细胞破裂或衰老时毒素释放进入水中，同时它还是强烈的肝脏肿瘤促进剂。
MC具有水溶性和耐热性，易溶于水，甲醇或丙酮，不挥发，抗pH 变化。
化学性质相当稳定，自然降解过程十分缓慢。
1996年巴西一透析中心因透析液遭MC污染最终导致53人死亡。
流行病学调查显示，饮用水源中微囊藻毒素是中国南方一些地区原发性肝癌发病率高的主要原因之一。
对江西鄱阳湖的调查显示，水体微囊藻毒素最大为1 036. 9pg·ml-1，同时发现鱼体内有毒素积累。
蓝藻水华暴发期间太湖贡湖湾某水厂水源水及出厂水中微囊藻毒素污染分析及健康风险评价
蓝藻水华暴发期间太湖贡湖湾某水厂水源水及出厂水中微囊藻毒素污染分析及健康风险评价范亚民;姜伟立;刘宝贵;常闻捷;吴召仕【摘要】水体富营养化导致的有害蓝藻水华仍是目前全世界普遍面临的水环境问题,而有害蓝藻水华所引起的饮用水安全问题亦受到人们的广泛关注.为了解太湖水源地水源水及自来水厂出厂饮用水中微囊藻毒素(MCs)的污染现状,于2014年8月期间对贡湖湾某水厂水源水及出厂水中浮游植物胞内及胞外MCs浓度进行了调查,并同时检测了相关的理化指标.结果表明,水源水中胞内MCs总浓度平均值为7165.5 ng/L,以MC-LR和MC-RR为主,平均浓度分别为3408.7和3398.8 ng/L,其中MC-RR占总MCs比例的平均值为56.1％;而胞外溶解性MCs浓度相对较低,平均浓度为142.6 ng/L,最高浓度仅为512.8 ng/L.水厂出厂水中胞内MCs的检出浓度(平均值为0.77 ng/L)和检出频率都很低,去除率达99.8％以上;而胞外溶解性MCs的检出浓度(平均值为21.71 ng/L)和检出频率相对较高,但浓度仍远低于国家标准1.0 μg/L,其去除率相对较低,仅为62.9％～81.8％.数据分析发现,水源水中胞内与胞外MCs浓度之间呈显著正相关,胞内MCs浓度与总氮(TN)浓度、铵态氮(NH4-N)浓度、总磷(TP)浓度、高锰酸盐指数(CODMn)和浊度呈显著相关,而胞外MCs浓度与TN浓度、TP浓度、CODMn、浊度和叶绿素a浓度呈显著正相关;逐步回归结果显示,TP对胞内MCs浓度变化的解释率最高,而胞外MCs浓度变化主要与胞内MCs浓度相关.最终,通过对出厂饮用水中MCs浓度非致癌风险指数的计算发现,出厂饮用水对人类健康的威胁较小,但致癌风险相对较高.%Harmful cyanobacteria blooms,which are caused by water eutrophication,is still one of the serious water environment problems encountered by the whole world.In order to estimate the current status of microcystins (MCs) in thesource water and finished water of Lake Taihu,we examined the concentrations of intracellular MC (intraMCs) and extracellular MC (extraMCs) and related physiochemical parameters of the source water and finished water in a waterworks in August 2014.Our results showed that the mean concentration of intraMCs in the source water was 7165.5ng/L,dominated by MC-LR and MC-RR,with the mean concentration of 3408.7 and 3398.8 ng/L,respectively,and MC-RR accounted for 56.1％ of the total MCs.The extraMCs in the source water were still on a low level with the mean and maximum value of 142.6 and 512.8ng/L,respectively.However,the concentrations of intraMCs in finished water were relatively on a low level (mean value of 0.77 ng/L) with the removal efficiency above 99.98％.Although extraMCs in finished water were also detected on a low level (mean value of 21.71 ng/L),the concentration and detection frequencies of extraMCs were significantly higher than those of intraMCs with removal efficiency of 62.9％-81.8％.Data analysis showed that the significant and positive correlation was observed between concentrations of intraMCs and extraMCs in sourcewater.Meanwhile,intraMCs were significantly correlated with total nitrogen (TN),ammonium (NH4+-N),total phosphorus (TP),chemical oxygen demand (CODMn) and turbidity,while extraMCs were significantly and positively correlated with TN,TP,CODMn,turbidity and chlorophyll-a.Inaddition,according to stepwise multiple linear regression analysis,TP could explain most of the variance of intraMCs in source water,while the variations of extraMCs could be primarily explained byintraMCs.Finally,according to non-carcinogenic risk index,MCs in finished water presented a relative low threat to the people there,while the risks will be higher when considering carcinogenic risk.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2018(030)001【总页数】9页(P25-33)【关键词】太湖;贡湖湾;蓝藻水华;藻毒素;潜在风险;饮用水安全;水源地【作者】范亚民;姜伟立;刘宝贵;常闻捷;吴召仕【作者单位】江苏省环境科学研究院江苏省环境工程重点实验室,南京210036;江苏省环境科学研究院江苏省环境工程重点实验室,南京210036;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京210008;中国科学院大学,北京100049;江苏省环境科学研究院江苏省环境工程重点实验室,南京210036;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京210008【正文语种】中文目前，由水体富营养化导致的淡水水体有害蓝藻水华仍是全世界普遍面临的水环境问题[1]. 近几十年来，我国的富营养化问题日益严重，在对138个面积大于10 km2的湖泊进行调查之后发现，其中85.4%的湖泊已处于富营养化状态，而其中更高达40.1%的湖泊已处于重度富营养化状态[2]. 湖泊富营养化会产生一系列环境问题，而蓝藻水华便是其中研究最多且污染最为严重的一种. 蓝藻水华的暴发不仅会对水质产生显著影响，还会产生一系列毒性很强的次级代谢产物，严重危害人类健康. 其中，以微囊藻毒素的危害最为严重[3].微囊藻毒素(MCs)是世界各地水华蓝藻产生的最为常见且危害最严重的蓝藻毒素[4-5]，目前已确认的产毒蓝藻主要有微囊藻属、浮丝藻属、颤藻属、念珠藻属和鱼腥藻属等[5]. 研究表明，MCs为环状七肽结构，自1980s初确定结构以来，已发现90余种毒素亚型，其中以MC-LR、MC-RR和MC-YR的研究最多，而以MC-LR的毒性最强[6-8]. 大量文献报道指出，MCs具有很强的肝脏毒性，同时，大多数的MCs具有亲水性，在水中的溶解度最高可达1 g/L[9]. 此外，MCs还具有很高的热稳定性，在300℃条件下仍能维持很长时间不分解[10]. 目前，已有许多关于动物以及人类MCs中毒的报道，其中最为严重的事件为1996年巴西Carurau透析中心的MCs中毒事件，最终确认有52人的死亡与MCs中毒有关[11-12]. 此外，流行病学的研究发现，我国南方某些地区(如江苏泰兴[13]和海门[14]等)原发性肝癌的高发病率与饮用水被MCs污染相关.太湖作为中国第三大淡水湖，因水体富营养化而导致的蓝藻水华问题由来已久，在2007年左右发生蓝藻水华的湖面面积达到最大值(1000 km2以上)，并导致2007年无锡饮用水危机事件的发生[1,15]. 虽然最近几年太湖蓝藻水华暴发的湖面面积没有进一步扩大，但由于太湖的季风气候等特点，在太湖北部富营养化严重区域仍频繁发生较大面积的蓝藻聚集[16]. 而MCs作为蓝藻的重要有毒代谢产物，对太湖已造成较为严重的污染，已有研究表明，太湖中MC-LR的平均浓度已达到1.48 μg/L，最高达2.558 μg/L，这已显著高出世界卫生组织和我国规定的饮用水含量标准(GB 5749-2006，1.0 μg/L). 目前，对太湖水体中MCs的研究已较多，但多集中于对太湖全湖以及蓝藻水华暴发区域的研究[17-18]，对太湖饮用水源地和水厂出厂水中的MCs分布特征及影响因素关注较少. 此外，以往研究多为全年的调查，频度较低，蓝藻暴发阶段MCs的变化规律仍不清楚，并集中于对单一MCs 异构体MC-LR的研究[19]，而MC-RR浓度在太湖水中亦占相当大的比例. 有鉴于此，我们对太湖北部贡湖湾区域某水厂水源地水源水和出厂饮用水胞内MCs以及胞外MCs浓度进行了高频检测，在分析MCs浓度随时间变化规律的基础上，对影响其浓度变化的环境因子进行分析，并对其进行相应的健康风险评价.1 材料与方法1.1 采样点和采样时间本研究采样点位于太湖北部贡湖湾湾口，沙渚水源地，而水厂地处江苏省无锡市范围内. 在2014年8月蓝藻水华暴发期间，对目标水厂进行了为期一个月的调查，采样点设定在水厂取水口和出水口处. 从8月1日开始每隔1天采集1次样品，到8月29日截止，共采集样品15次.1.2 样品采集及预处理在取水口附近湖面，采用Hydrolab(美国)公司生产的DS5X型水质多功能探头现场测定水温、pH、溶解氧(DO)、浊度、矿化度、盐度等指标. 同时，用2.5 L有机玻璃采水器采集混合水样1 L用于分析胞内和胞外MCs浓度. 此外，采集1 L混合水用于检测总氮(TN)、铵态氮总磷(TP)、高锰酸盐指数(CODMn)和叶绿素a(Chl.a)浓度.将采集的部分水样用Whatman GF/C(0.45 μm)滤膜过滤，滤后水样用于检测胞外MCs和浓度，滤膜用于检测胞内MCs和Chl.a浓度.1.3 参数测定胞内和胞外MCs浓度的检测参考文献[8,18]. 首先，用5%的乙酸将冷冻干燥后的滤膜超声萃取5 min，在悬浮液冷冻离心之后，将上清液加到HLB(200 mg, Oasis©, Waters, Milford, MA, USA)萃取柱内. 在萃取柱内液面将要消失时，分别用20 ml 5%的甲醇和12 ml 100%的甲醇清洗和洗脱柱子. 然后，将洗脱液在40℃条件下用氮气吹干. 最后，用1 ml 100%的甲醇将残留物溶解，取其中的0.5 ml检测胞内MCs浓度. 将用于检测胞外MCs浓度的滤液直接添加到HLB柱子内，而后面的步骤与以上胞内MCs检测步骤相同. 在以上的萃取浓缩步骤结束之后，使用高效液相色谱仪(HPLC, Agilent 1200 series, Palo Alto, CA, USA)分析其中的MCs(-LR、-RR和-YR)浓度. 高效液相色谱仪配备C18(ODS)反相色谱柱和光电二极管阵列检测器，梯度洗脱程序为30%～40%乙腈和60%～70%的0.05%三氟乙酸(15 min)，之后乙腈与三氟乙酸溶液按体积比30∶70混合(5 min)，流速为1 ml/min. 仪器检测时使用的标准品购买于Sigma-Aldrich(München, Germany). TN和TP浓度采用过硫酸钾消解法测浓度应用荷兰Skalar 公司生产的连续流动分析仪测定，Chl.a浓度通过热乙醇分光光度法测定[21].1.4 健康风险评价方法本研究对出厂水中胞外MCs的健康风险评价采用风险指数(HI)法进行计算，具体计算方法参照王超等[22]和尤汉虎等[23]文献中的描述.1.5 数据分析使用SPSS 20.0软件对数据进行标准化、Spearman相关分析和逐步回归分析. 其中，在进行逐步回归分析时，为避免自变量的多重共线性，去掉相关分析中任意两个自变量相关系数大于0.8的其中一个自变量. 绘图软件使用Origin 9.0软件.2 结果与分析2.1 水源水胞内和胞外MCs浓度的变化水源水中胞内MCs的3种异构体与总MCs浓度变化具有较高的一致性，均具有相似的波动规律，且均在下旬时浓度较高，3种MCs异构体以MC-LR和MC-RR 为主，分别占总MCs的38.7%和56.1%. 调查期间，MC-LR的平均浓度为3408.7 ng/L，浓度范围为107～15379 ng/L，最大值出现在8月21日；在前10次调查中，MC-LR浓度明显低于MC-RR，而在调查后期其浓度略有升高. MC-RR在调查期间的平均浓度为3398.8 ng/L，浓度范围为364.1～6470.4ng/L，其最大值出现在8月25日. 在调查期间MC-YR浓度较低，平均值为358ng/L，浓度范围为21.7～1356.7 ng/L(图1a).图1 水源水胞内及胞外MCs浓度的变化Fig.1 Temporal variation of intraMCs and extraMCs concentrations of the source water在调查期间，水源水胞外MCs浓度显著低于胞内MCs浓度，并与胞内MCs具有相似的变化规律，其平均浓度为142.6 ng/L，浓度范围为11.9～512.8 ng/L. 胞外MCs 3种异构体浓度的变化规律相同，均在8月23日时达到最大值，相对胞内MCs最大值出现的日期略晚，MC-LR、MC-RR和MC-YR所占比例分别为50.9%、36.1%和13.1%. 胞外MC-LR的平均浓度为65.7 ng/L，浓度范围为6.4～216.5 ng/L；MC-RR的平均浓度为63.5 ng/L，浓度范围为1.7～262.1ng/L；而MC-YR的平均浓度仅为13.5 ng/L，浓度范围为3.2～34.2 ng/L(图1b).2.2 出厂饮用水胞内和胞外MCs浓度的变化及去除率分析在调查期间，出厂饮用水中胞内MCs仅检测到MC-LR与MC-RR两种毒素异构体，且毒素浓度都非常低，远低于国家饮用水标准规定的1 μg/L. 其中，仅有3次检测到MC-LR，平均浓度为0.25 ng/L，浓度范围为0～1.64 ng/L，最大值出现在8月25日；而MC-RR的检出次数明显高于MC-LR，平均浓度为0.53 ng/L，浓度范围为0～3.19 ng/L，最大值出现在8月23日(图2a). 相对于胞内MCs，胞外MCs的浓度与检出频率均显著高于胞内MCs，但浓度最大值均出现在8月3日，除MC-YR之外，其他两种MCs异构体和总MCs浓度均在8月25日出现另一浓度高值. 其中，MC-LR的平均浓度为9.47 ng/L，浓度范围为0～30.56 ng/L；MC-RR的平均浓度为10.46 ng/L，浓度范围为0～46.36 ng/L；而MC-YR的浓度相对更低，平均浓度为1.78 ng/L，浓度范围为0～5.91 ng/L(图2b). 对数据的分析可以发现，饮用水中胞外MCs浓度更高，且在调查期间都有MCs检出，总MCs的平均浓度为21.71 ng/L，浓度范围为0.18～82.84 ng/L.图2 出厂饮用水胞内和胞外MCs浓度的变化Fig.2 Temporal variation of intraMCs and extraMCs concentrations of the finished water进一步对MCs的去除率(图3)进行分析发现，水厂对胞内MCs的去除率非常高，3种MCs异构体以及总MCs的去除率平均值均达到99.8%以上；而对胞外MCs 的去除率相对较低，MC-LR、MC-RR、MC-YR及总MCs的平均去除率分别为80.6%、62.9%、81.8%和76.8%. 此外，在其中几次调查中胞外MCs的去除率较低或者为负值，这说明水厂对水源水的处理过程可能导致了胞内MCs的释放.图3 自来水厂对水源地水中胞内和胞外MCs的去除率Fig.3 Removal rates of total intraMCs and extraMCs by the waterworks2.3 水源水MCs浓度变化的影响因子分析调查期间水源水的主要理化参数如表1所示. 同时，对水源水胞内与胞外MCs浓度和其他理化指标进行Spearman相关分析(表2)发现，胞内不同MCs异构体与胞外不同MCs异构体之间具有显著相关性. 此外，胞内MCs浓度与TN浓度、TP 浓度、CODMn浓度和浊度呈显著正相关，其中，MC-YR浓度与浓度呈显著负相关，而不同MCs异构体浓度与Chl.a浓度的相关性均不显著；胞外MCs浓度与TN浓度、TP浓度、CODMn浓度、浊度和Chl.a浓度呈显著正相关，与浓度同样呈负相关，但不显著.表1 调查期间水源水理化参数Tab.1 Physiochemical parameters of the source water during the survey参数TN/(mg/L)NH+4⁃N/(mg/L)TP/(mg/L)CODMn/(mg/L)水温/℃DO/(mg/L)电导率/(mS/cm)浊度/NTUpHChl．a/(μg/L)平均值3．89±5．870．25±0．180．32±0．5411．38±16．5627．72±2．305．76±1．700．52±0．01157．9±325．08．16±0．32137．6±225．8表2 水源水MCs浓度与其他参数的相关性分析1)Tab.2 Spearman’scorrelation analysis between MCs concentrations and other parameters of the source water相关性SILRSIRRSIYRSITMCSELRSERRSEYRSETMCSELR0．714∗∗0．639∗0．646∗∗0．707∗∗⁃0．950∗∗0．921∗∗0．986∗∗SERR0．736∗∗0．643∗∗0．657∗∗0．707∗∗0．950∗∗⁃0．871∗∗0．975∗∗SEYR0．782∗∗0．721∗∗0．825∗∗0．771∗∗0．921∗∗0．871∗∗⁃0．900∗∗SETMC0．696∗∗0．607∗0．636∗0．67 9∗∗0．986∗∗0．975∗∗0．900∗∗⁃TN0．675∗∗0．596∗0．536∗0．646∗∗0．600∗0．654∗∗0．4960．657∗∗NH+4⁃N-0．422-0．338-0．522∗-0．386-0．315-0．449-0．422-0．347TP0．707∗∗0．632∗0．604∗0．675∗∗0．621∗0．661∗∗0．564∗0．675∗∗CODMn0．657∗∗0．575∗0．571∗0．629∗0．579∗0．629∗0．521∗0．643∗∗浊度0．700∗∗0．607∗0．600∗0．675∗∗0．793∗∗0．786∗∗0．704∗∗0．825∗∗Chl．a0．3060．2200．3820．2630．634∗0．652∗∗0．627∗0．710∗∗1) SI(LR、RR、YR和TMC)：分别代表水源水胞内MCs 的3种异构体和总MCs浓度；SE(LR、RR、YR和TMC)：分别代表水源水胞外MCs 3种异构体和总MCs浓度；* 代表P<0.05，** 代表P<0.01；下同.水源水中胞内和胞外MCs与其他理化指标的逐步回归分析结果如表3所示，其中，胞内MC-RR做因变量时无自变量被选出. 从表中可以看出，胞内MC-LR和总MCs做因变量时，仅有TP对其有显著的影响，解释率分别为74.7%和56.4%；TP和胞外MC-YR对胞内MC-YR浓度的影响最为显著，且为正相关，解释率分别为69.4%和9.3%. 胞外MC-LR做因变量时，仅有胞内MC-LR被筛出，解释率为31.4%；而胞外MC-RR做因变量时，有4个变量被筛出，其中TP、胞内MC-RR和出厂水胞内MC-RR与其呈正相关，而出厂水胞外MC-RR与其呈负相关，解释率依次为42.4%、4.1%、37.9%和8.1%；胞外MC-YR做因变量时，仅有胞内MC-YR与其呈显著相关，解释率为42.2%；当胞外总MCs做因变量时，胞内总MCs以及出厂水胞内总MCs被选出，且都为正相关关系，解释率分别为37.9%和22.4%.表3 水源水胞内和胞外MCs与其他理化指标的逐步回归分析结果*Tab.3 Results of stepwise multiple linear regression between intraMCs and extraMCs concentrations and other physiochemical parameters of the source waterSILRSIYRSITMCSELRSERRSEYRSETMCTP0．8640．6780．751⁃0．552⁃⁃SILR⁃⁃⁃0．560⁃⁃⁃SIRR⁃⁃⁃⁃0．223⁃⁃SIYR⁃⁃⁃⁃⁃0．649⁃SITMC⁃⁃⁃⁃⁃⁃0．587SEYR⁃0．341⁃⁃⁃⁃⁃ZIRR⁃⁃⁃⁃0．920⁃⁃ZITMC⁃⁃⁃⁃⁃⁃0．474ZERR⁃⁃⁃⁃-0．390⁃⁃AdjustedR20．7270．7510．5310．2610．8960．3770．536P<0．01<0．01<0．010．03<0．01<0．01<0．01VIF<3<3<3<3<3<3<3*ZI(LR、RR、YR和TMC)：分别代表出厂水胞内MCs 的3种异构体和总MCs浓度；ZE(LR、RR、YR和TMC)：分别代表出厂水胞外MCs 的3种异构体和总MCs浓度；Adjusted R2：回归模型的校正决定系数；P<0.05时代表回归模型有效；VIF (variation inflation factor): 方差膨胀因子，当VIF<10时，表明各自变量之间多重共线性对模型不存在影响.2.4 水厂出厂饮用水中MCs浓度的健康风险评价经过计算，调查期间，目标水厂出厂饮用水MCs的非致癌风险指数变化范围为5.67×10-6～2.761×10-3，均远小于1，所以，出厂水中MCs浓度对人类健康所造成的风险较小.3 讨论MCs主要为蓝藻门中特定产毒藻产生的胞内毒素，仅在蓝藻细胞衰老等条件导致细胞破裂时才会释放到周围的环境中[24]，所以当水体中具有较高浓度的胞内MCs时，胞外溶解性MCs也会相应较高，但浓度最大值出现的时间相对胞内MCs浓度最大值出现的时间要略晚，这与本研究结果一致. 调查结果发现，目标水厂水源水中胞内MCs总浓度已经处在非常高的水平，浓度最高已达22461.3ng/L，且平均浓度也处在较高水平. Su等[18]在2013年7月-2014年6月期间对太湖北部区域的调查发现，胞内MCs在7月达到最高值，平均浓度达到10930 ng/L，而在8月浓度(<4 μg/L)显著下降，在10月又升到另一峰值. 然而，本研究发现，水源水中胞外毒素浓度在调查期间一直处于较低水平，显著低于国家饮用水标准规定的1 μg/L，这与唐承佳[25]对太湖贡湖湾的研究结果一致. 而高振美等[26]对太湖梅梁湾的调查结果则显著高出本研究结果，在湖区的某些区域MCs的总浓度甚至超过了1 μg/L，王经结等[17]对太湖的研究亦得到相似的结果. 虽然以上研究结果中总MCs浓度已超过1 μg/L，但是MC-LR浓度仍处于较低水平，而在毛敬英[27]对太湖的研究中，胞外MC-LR的平均浓度已达到1.48 μg/L，最高浓度甚至达到2.558 μg/L. 所以，综上所述，太湖北部区域水源地水源水中MCs 普遍存在，尤其在蓝藻暴发季节，某些区域的MCs浓度已经接近或超过国家饮用水标准规定的限值. 有鉴于此，相关部门应当加强对太湖相关区域的常规监测，并对MCs可能造成的风险进行相关评价和预警.然而，目前对MCs的检测还大多集中于水源地及其所在湖区，而对自来水厂出厂饮用水的检测相对较少. 本研究调查发现，目标水厂对水源水中胞内MCs具有很高的去除率，经处理后的自来水中仅含有微量的胞内MCs，而胞外MCs去除率相对较低，浓度亦较高. 相关研究表明[28-29]，传统的混凝、沉淀、过滤和加氯等净水工艺过程只能去除部分胞内MCs，对胞外溶解性MCs的去除作用不大，有时一些处理过程还会因为导致蓝藻细胞破裂而使胞外MCs浓度升高，这也可能是本研究中胞外MCs去除率相对较低的原因之一. 虽然出厂饮用水中MCs浓度较低，但是胞外MCs的检出频率非常高，不排除在长时间暴露条件下对附近居民存在长期的毒性作用，所以今后应在加强自来水处理的基础上，进一步加强对MCs长期暴露毒性实验的研究. 此外，由于目前使用的《地表水环境质量标准》和《生活饮用水卫生标准》中仅规定了MC-LR的限值，而对其他MCs异构体浓度限值却没有涉及，所以今后还应加强对其他主要MCs异构体的研究，进一步完善饮用水等的评价标准.目前，对MCs时空分布影响因子的研究已经有很多，但是由于研究条件不统一，导致研究结果也各不相同. 水体中氮、磷等营养物质浓度对其中产毒藻类的生长具有重要影响，研究发现，当TP浓度在一定范围内时，产毒微囊藻生物量随TP浓度的升高而升高[30]，所以，水体中MCs的浓度也会随之升高. 本研究逐步回归分析结果显示，理化指标仅有TP对胞内MCs浓度的影响最为显著，与胞内MCs浓度呈显著正相关，这与Rinta-Kanto等[31]以及Lee等[32]的研究一致，而亦有研究表明磷浓度与MCs浓度不存在显著相关关系[33-34]. 对于其他理化因子，相关的研究也有很多，但主要集中于TN、光照强度、水温、藻类生物量(Chl.a)以及细胞生长速率等. 而根据本研究结果，今后应进一步加强对磷与MCs浓度之间关系的研究，同时，加强对新技术的研发，能够在去除胞内MCs的基础上，减少胞外MCs的释放.最后，通过对水厂出厂饮用水中MCs浓度非致癌风险指数的计算，表明出厂水中MCs对人类健康存在的危害仍较小. 然而，相关研究指出，MCs亦具有一定的促癌作用[35-36]，这使得由MCs引起的健康风险指数显著升高，但目前仍缺少对MCs致癌斜率因子的研究，致使MCs的致癌风险指数不能量化.4 参考文献【相关文献】[1] Qin BQ, Yang GJ, Ma JR et al. 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我国水环境微囊藻毒素污染及其健康危害研究
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Ｍｃｏｙｔ ｏｔｍｉ ｔ ｎｉ ｉ ｃｓｉ Ｃ ｎａ ｎ ｉ ｒ ｎ ａｏ ｎ 我 国 水 环 境 微 囊 ｑ ａｉ Ｅ ｖ ｏ ｍ ｎ ｎ ｅ ｌ ｃ ｒ ｈ 藻 毒 素 污 染 及 其 Ａ ｕ ｔ ｎ ｉ ｎ ｅ ｔａ ｄＨ ａｔ 健 康 危 害研 究 Ｈ ｚｒ ｔｄ ｈｎ ａａｄＳｕｙｉ Ｃ ｉ ｎ ａ
１ 微囊 藻毒 素
Ｍ Ｃ是 一 类 环 状 七 肽 化 合 物 ，在 蓝 藻 水 华 污 染 中 出 现 频 率 重 ， 围 不 断 扩 大 ， ｏ 的天 然 淡 水 湖 泊 有 不 同程 度 的 富 营 养 化 范 ６％ 高 、产 量 大 ， 而 且 危 害 严 重 ， 主 要 由 淡 水 藻 类 铜 绿 微 囊 藻 污 染 现 象 。除 了云 南 滇 池 、 苏 太 湖 和 安徽 巢 湖 ３ 淡 水 湖 泊 已 江 大 （ ｉ ｏｙｔ ｅｕｉｏ ） 生 ， 的 产 生 受 到 藻类 的 遗传 和环 境 因 发 生严 重 的蓝 藻 水 华 外 ， 江 、 ｍｃ ｃｓｓａｒｇ ｓ 产 ｒ ｉ ｎａ 它 长 黄河 、 花 江 中下 游 等 主 要 河 流 以 松
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（ ． 三 军 医 大学 军 事 预 防 医 学 院 环 境 卫 生学 １第 教研室 ， 庆 重 ４０ ３ ； ．第 三 军 医 大 学 军 事 ０ ０ ８２ ４ ０３ ） ００８
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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。
Rfi=
CDI RfDi×L
式中：Rfi——人群通过水产品暴露所带来健康危害的个人年风险度，a-1；
CDI——通过食入途径单位体重的日均暴露剂量，mg/(kg×d)；
RfDi——化合物i通过食入途径的参考计量，mg/(kg×d)；
通过食入途径单位体重的日均暴露剂量CDI的计算如下：
CDI=(C×FIR×FR×EF×ED×CF)/(BW×365×AT)
式中：C——化合物在水产品组织中的浓度,mg/g；
FIR——成人每天摄入的水产品量,g/d；
FR——食用受污染的水产品占居民所有食用的水产品的百分数，取50%；
EF——暴露频率,取350d/a；
ED——人群暴露化合物的持续时间，a；
CF——鱼类从水中摄入的化合物转化成鱼体组织中的化合物的转化因子，无量纲数，取10-4；
AT——平均时间，a。
对于通过不同暴露途径摄入的MCs对人体产生的整体健康危害,假设不同暴露途径的MCs对人体健康危害的毒性作用呈相加关系，则水环境中MCs通过不
同暴露途径引起的总非致癌健康风险度R为:
R=Rni+Rfi
3、结果分析
世界卫生组织(WHO) 推荐的饮用水中MC-LR的毒性参考剂量为0.04 mg/ (kg×d) 。
如考虑MCs的促肿瘤效应, 其风险因子增加3倍(0.013mg/ (kg×d)[3]。
计算结果如下：
Di=1.786×10-5 mg/(kg×d)；
Rni=1.963×10-5 a-1；
CDI=1.027×10-9 mg/(kg×d)；
Rfi=1.129×10-9 a-1；
总非致癌风险几乎全部来自于饮水暴露，总非致癌风险度为R=1.963×10-5 a-1，国际辐射防护委员会(ICRP) 和美国环境保护署(US EPA) 推荐的最大可接受值分别为(50×10-6) a-1和(100×10-6) a-1[4]，按次推测，深圳河流域藻毒素的非致癌风险未超标，但接近于ICRP的推荐值，应当引起适当重视。
4、建议对策
微囊藻毒素造成的非致癌风险未超过国际辐射防护委员会(ICRP) 和美国环境保护署(US EPA) 推荐的最大可接受值，但接近于ICRP的推荐值。
在饮用暴露途径和食入暴露途径两种途径中，饮水暴露途径的风险远高于食入暴露途径，食入途径所造成的非致癌风险近似可以忽略，但饮水途径需引起适当重视，减少市民直接接触和饮用未处理水。
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