丁劍楠 ，張閃閃，武旭躍，王靖國，鄒華 *

1. 江南大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無錫 214122；2. 江蘇省水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 蘇州 215009

隨著全球經(jīng)濟的快速發(fā)展，水體富營養(yǎng)化已成為人類面臨的重大環(huán)境問題之一（Smith，2003）。在中國，由水體富營養(yǎng)化引起的藍藻水華問題尤為突出。藍藻水華的爆發(fā)會引起水質(zhì)惡化，造成巨大的社會和經(jīng)濟損失。其中，微囊藻（Microcystis）、顫藻（Oscillatoria）、項圈藻（Anabaenopsis）、念珠藻（Nostoc）和浮絲藻（Planktothrix）等藻類還會向水環(huán)境釋放微囊藻毒素（ Microcystis， MCs） （Kaebernick et al.，2001；Van Apeldoorn et al.，2007）。MCs是一類具有環(huán)狀七肽結(jié)構(gòu)的有機化合物，其結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，不易揮發(fā)，耐高溫，加熱煮沸后不失活，通常以痕量形式賦存于水體中，常規(guī)的水處理技術(shù)對其處理效果十分有限（楊翠云等，2009）。

MCs能夠直接破壞生物細胞結(jié)構(gòu)，引發(fā)細胞溶解，誘導(dǎo)細胞凋亡和癌變，引起基因突變和DNA損傷（黃藝等，2013）。生態(tài)毒理研究表明，MCs會抑制微生物生長，減弱水生動物的繁殖能力，引起內(nèi)分泌干擾效應(yīng)，甚至導(dǎo)致個體死亡（Chen et al.，2016；Hou et al.，2016；楊翠云等，2009）。人體長期飲用受 MCs污染的水會對肝臟造成損傷，誘發(fā)肝癌、腸癌，并可能產(chǎn)生遺傳毒性（王偉琴等，2010）。因此，水環(huán)境中，尤其是飲用水源地的 MCs污染問題引起了國內(nèi)外學(xué)者的長期高度關(guān)注。

太湖作為中國華東地區(qū)最大的淡水湖泊以及周邊居民的重要飲用水源地，其藍藻水華問題由來已久，隨之而來的 MCs污染也嚴重威脅著該地區(qū)的飲用水安全。2003—2013年，Shi et al.（2015）利用衛(wèi)星監(jiān)測對藍藻爆發(fā)期間太湖水體（未包括貢湖灣、胥口灣和東太湖）的MCs污染狀況進行了長期研究，在監(jiān)測期間，太湖水體中MCs 質(zhì)量濃度范圍為 1.01～7.86 μg·L-1，平均達到2.97 μg·L-1，高于世界衛(wèi)生組織（WHO）推薦的MCs飲用水含量標準（1.0 μg·L-1）。雖然自 2007年無錫飲用水危機爆發(fā)以來，太湖 MCs污染問題得到了有效遏制，并在 2009—2011年期間出現(xiàn)下降趨勢，但是，從2012年起，太湖水體中MCs污染水平又出現(xiàn)了小幅回升，表明 MCs的污染仍是現(xiàn)階段太湖水環(huán)境保護領(lǐng)域不容忽視的問題（Shi et al.，2015）。

目前，MCs的相關(guān)研究主要集中在生物毒性和環(huán)境賦存等方面，而基于人體健康的 MCs風(fēng)險評估工作相對較少。開展 MCs污染健康風(fēng)險評估能夠明確其毒性、暴露程度與人體健康效應(yīng)的關(guān)系，對科學(xué)實施 MCs污染的環(huán)境管理具有重要意義（黃藝等，2013）?，F(xiàn)階段有限的 MCs健康風(fēng)險評估多是基于慢性暴露情景，在急性事件的評估中存在過高估計水污染事件危害程度的可能性（鄭丙輝等，2012）。自然水體中，MCs的濃度常隨水華爆發(fā)而呈周期性變化，故人群會在某一時間段面臨較高的MCs急性風(fēng)險。因此，在MCs的健康風(fēng)險評估中，需要引入其急性毒性閾值，避免再采用現(xiàn)有由慢性實驗得出的較嚴苛的標準。

貢湖灣位于太湖東北部，是無錫、蘇州等周邊城市的重要飲用水源地，湖體與梅梁灣直通，北部經(jīng)長廣溪與五里湖相連，面積 164 km2，平均水深 1.82 m。本研究以太湖貢湖灣為研究區(qū)域，開展為期一年的逐月監(jiān)測，分析貢湖灣水體中MCs污染的時空分布特征，并結(jié)合急慢性毒性閾值，對其進行健康風(fēng)險評估。成果可為太湖水源地的 MCs污染防治提供理論基礎(chǔ)和技術(shù)支撐，對保障周邊居民的飲用水安全具有重大意義。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

多功能水質(zhì)參數(shù)儀（Hanna Instruments，美國）；溶解氧儀（SG6，Mettler-Toledo公司，中國）；C18固相萃取小柱（500 mg，6 mL，Waters公司，美國）；全自動固相萃取儀（Auto SPE-06D，Reeko公司，美國）；超聲波破碎儀（Biosafer900-92，賽飛有限公司，中國）；酶標儀（Multiskan MK3，Thermo Scientific，美國）；高速離心機（5804R，Eppendorf公司，德國）；混合纖維素脂微孔濾膜（0.45 μm，海寧創(chuàng)偉過濾設(shè)備器材廠，中國）；酶聯(lián)免疫試劑盒（Beacon公司，美國）；甲醇（HPLC級，滬試，中國）。

1.2 樣品采集

共選定貢湖灣區(qū)域內(nèi) 11個監(jiān)測點進行采樣分析，包括沙渚南（S1）、沙渚（S2）、錫東（S6）、金墅灣（S9）、上山（S11）等水廠取水地，以及周邊主要河流長廣溪（S3）、尚賢河（S4）、蠡河（S5）、望虞河（S7）、金墅港（S8）、石帆港（S10）等河口（圖1）。

在 2013年 3月—2014年 2月期間，每月 15日左右進行樣品采集。用有機玻璃采水器分別采集距表層約0.5 m的水樣，并轉(zhuǎn)移至1 L棕色廣口玻璃瓶，采集的水樣于 24 h內(nèi)進行各指標的測定。在采樣現(xiàn)場使用塞氏盤法測定透明度（SD），使用溶解氧儀和多功能水質(zhì)參數(shù)儀測定溫度、溶解氧（DO）、電導(dǎo)率、pH等水體理化指標。同時，采集1 L水樣，并用10 mL魯哥氏液固定水樣，用于藍藻生物量測定。

1.3 指標測定

圖1 貢湖灣采樣點Fig. 1 Sampling sites in Gonghu Bay

采集的水樣分析指標主要有：葉綠素 a（Chla）、總氮（TN）、總磷（TP）和藍藻生物量。Chla含量采用丙酮萃取分光光度法進行測定（陳宇煒等，2000）；TN含量采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法進行測定（GB11894-89）；TP含量采用鉬酸銨分光光度法進行測定（GB 11893—89）。測定藍藻生物量的水樣經(jīng)48 h靜置沉淀后，利用虹吸輕輕吸掉上清液，濃縮至 50 mL，采用光學(xué)顯微鏡對藍藻細胞進行鑒定、計數(shù)和體積測量，最后計算藻細胞密度和藻類生物量（藻細胞濕重）（金相燦，1990）。

對水樣預(yù)處理后，采用固相萃取法（SPE）對水樣中的 MCs進行萃取，并采用酶聯(lián)免疫法（ELISA）測定總微囊藻毒素（TMC）和胞外微囊藻毒素（EMC）含量。具體處理方法如下：

水樣預(yù)處理：取20 mL水樣過0.45 μm混合纖維素酯微孔濾膜（過濾時泵壓不超過 0.05 Mpa），收集濾液用于測定 EMC含量。其余的水樣，按5%比例加入冰醋酸；在-20 ℃和25 ℃下反復(fù)凍融水樣 3次，超聲 30 min，再用高速離心機將水樣離心 3次（5000 r·min-1，30 min）；取離心后的上清液，用0.45 μm混合纖維素酯微孔濾膜過濾；收集濾液用于TMC含量測定。

MCs萃?。菏褂萌詣庸滔噍腿x對 C18-SPE柱進行活化、上樣、淋洗、洗脫收集，對收集到的溶液進行氮吹濃縮至近干，再用甲醇定容至 1 mL，待測。具體設(shè)定參數(shù)及步驟見表1。

表1 MCs萃取步驟和相關(guān)參數(shù)Table 1 Procedures and relevant parameters of MCs extraction

ELISA檢測：ELISA試劑盒的原理是直接競爭酶聯(lián)免疫反應(yīng)，通過一種單克隆抗體來識別檢測MCs。按照 ELISA試劑盒使用方法加入酶標記物、標樣、樣品等相關(guān)試劑培育，培育完成后加入洗滌液洗去多余的未結(jié)合的抗體位點，并加入底物使其發(fā)生顏色反應(yīng)至變?yōu)樗{色，藍色越深說明MCs濃度越低，最后在450 nm波長下進行讀板。

采用加標回收實驗驗證方法準確性。使用陰性水樣 Microcystin-LR（MC-LR）標準溶液進行平行測定（n=5）。添加水平為 0.3、0.8、1.0 μg·L-1，回收率為 86%～91%，相對標準偏差為 7.3%～15.2%，結(jié)果表明該方法精確度和重現(xiàn)性較好。

1.4 健康風(fēng)險評估

由于 MCs的致癌性研究目前尚處于探索階段，缺乏權(quán)威可靠的數(shù)據(jù)，因此綜合考慮，參照優(yōu)化的美國環(huán)保局（USEPA）推薦的模型，采用風(fēng)險指數(shù)法（HI）對貢湖灣水源地水質(zhì)中 MCs進行非致癌健康風(fēng)險評估（詹曉靜等，2015）。計算公式如下：

式中，RfD為 MCs的最大暴露參考劑量，目前缺少關(guān)于MCs的RfD參考值，采用國際上公認的日耐受攝入量（TDI）進行替代（USEPA，1986），WHO推薦的 MC-LR的 TDI值為 0.04 μg·kg-1·d-1，但是尚無 Microcystin-RR（MC-RR）的參考數(shù)值，有研究認為 MC-RR的毒性參考劑量為 MC-LR的 5倍（孟元華等，2016），且 MCLR是目前已知且較為常見的藻毒素，因此本研究基于從嚴法則，沿用 MC-LR的毒性數(shù)據(jù)對 MCs進行風(fēng)險評估；CDI為日暴露量，mg·kg-1·d-1。

飲水途徑日暴露量計算方法為

式中，C為水體污染物的濃度，μg·L-1；IR為日飲水量，L·d-1；EF為暴露頻率，由于飲水是每日必須的，故暴露頻率值取 365 d·a-1；ED為暴露歷時，a；BW為平均體重，kg；AT為平均暴露時間（對于非致癌風(fēng)險該值為 ED×365 d）。根據(jù)WHO和EPA的建議，IR取2 L·d-1，ED取30 a，BW取70 kg。

2 結(jié)果與討論

2.1 貢湖灣水體MCs的污染特征

如圖 2a所示，監(jiān)測期間，貢湖灣水體的藍藻生物量顯現(xiàn)出較明顯的空間和季節(jié)差異，其中，6月、8月在長廣溪口（S3），8月、10月在尚賢河口（S4）處藍藻生物量較高。相應(yīng)地，貢湖灣水體中EMC濃度在靠近西北岸的S3、S4和S5點處較高，這可能與貢湖灣的水文氣候和生態(tài)環(huán)境有關(guān)。夏季太湖地區(qū)主要為偏東南風(fēng)，風(fēng)速多小于 4 m·s-1，有利于微囊藻上浮并逐漸向西北部水域富集（孔繁翔等，2007）；另外，貢湖灣東南部靠近蘇州地區(qū)，大型水生植物較為茂盛，對水體和沉積物中磷營養(yǎng)鹽的吸收量較大，導(dǎo)致沉積物中Fe/Al-P含量較低，因此當(dāng)有風(fēng)浪影響時，北部區(qū)域更易引起沉積物中磷的釋放而導(dǎo)致藻類生物量的增加（章婷曦等，2007）。在7月和9月，藍藻生物量的平均水平出現(xiàn)明顯的低值，這可能是由于在該時段，太湖水體擾動較小，藍藻大量浮聚在水面，水下0.5 m處采集到的藍藻較少。

圖2 貢湖灣各采樣點水體中藍藻生物量（a）、TMC（b）濃度和EMC（c）濃度月際變化Fig. 2 Monthly variations of cyanobacterial biomass (a) and concentrations of TMC (b) and EMC (c) in water of different sampling points in Gonghu Bayn=11

由圖2b可知，貢湖灣水體中TMC濃度從3月起逐月上升，在9月達到極大值；另外，在 11月TMC平均濃度顯著上升，達到全年監(jiān)測期間的最大值（0.10 μg·L-1）。這種時間變化趨勢與 Su et al.（2015）在 2013年 7月—2014年 6月期間對北太湖區(qū)域的調(diào)查結(jié)果基本一致。比較發(fā)現(xiàn)，MCs濃度的高值出現(xiàn)時間相較于藍藻生物量高值略有滯后，可能是因為 MCs為內(nèi)毒素，生理性分泌很少，只有在藻類大面積死亡，藍藻細胞破裂后才會大量釋放（Carmichael，1994）。另外，11月太湖水位較低可能是導(dǎo)致該時段 MCs含量較高的原因之一。EMC濃度的時間變化趨勢與 TMC基本一致，同樣在藍藻生物量峰值出現(xiàn)一個月后顯著提高，且在11月濃度較高（圖2c），平均濃度達到0.07 μg·L-1。進一步證明藍藻大面積死后向環(huán)境水體釋放 MCs，以及水位降低產(chǎn)生的濃縮效應(yīng)可能是貢湖灣水體MCs濃度升高的主要原因。

監(jiān)測期間，貢湖灣水體中 TMC的平均濃度為0.06 μg·L-1，其中 8月在長廣溪口（S3）水體中檢測到的最高濃度（0.12 μg·L-1）低于 WHO 推薦的MCs飲用水含量標準（1.0 μg·L-1）及加拿大規(guī)定的飲用水MCs上限標準值（0.5 μg·L-1）。自2008年以來，貢湖灣水體中 MCs濃度呈下降趨勢，其最高檢測濃度已從 2008年的 11.68 μg·L-1降至2012 年的 0.20 μg·L-1（Wang et al.，2010；王靖國等，2014）。本研究的結(jié)果則表明，2012年之后貢湖灣 MCs賦存水平仍呈持續(xù)降低趨勢。據(jù)調(diào)查，土耳其 E?irdir湖水體中 MCs的最高濃度為13.5 μg·L-1（Gurbuz et al.，2016），而越南 Hoan Kiem 湖 MCs的最高濃度則達到了 46.0 μg·L-1（Duong et al.，2014）。Vasconcelos et al.（2010）調(diào)查了墨西哥中部各湖泊、水庫中的 MCs賦存狀況，發(fā)現(xiàn)其濃度范圍高達 4.9～78.0 μg·L-1。2012年，Zhang et al.（2015）在中國最大淡水湖泊——鄱陽湖水體中檢出了 MCs的廣泛賦存，其最高濃度達到7.97 μg·L-1。通過比較發(fā)現(xiàn)，現(xiàn)階段貢湖灣水體中 MCs濃度處于較低水平。然而，自然狀態(tài)下 MCs在水體中降解緩慢（蘇雅玲等，2013），并能在水生生物體內(nèi)累積（Figueiredo et al.，2004）。不同濃度的 MCs在貢湖灣水源地是否會產(chǎn)生危害以及危害程度尚不明確，因此有必要針對貢湖灣水源地開展 MCs的影響因素研究和相關(guān)風(fēng)險評估。

2.2 MCs賦存的影響因素

如表 2所示，貢湖灣水體中 TMC濃度與 TN含量呈極顯著負相關(guān)（t=3.166，P=0.002）。Liu et al.（2008）和王靖國等（2014）對太湖的調(diào)查同樣發(fā)現(xiàn)，水體中 MCs濃度與 N含量呈負相關(guān)關(guān)系。貢湖灣中TN含量的最高值出現(xiàn)在4月，此時藻類尚未大量生長繁殖，MCs濃度較低；而 8—9月 MCs污染較嚴重時，MCs的合成消耗了部分N，導(dǎo)致水體中 TN含量進一步降低。此外，夏季太湖水體中的高等水生植物生物量增多，大量 N被水生植物固定，導(dǎo)致水體中溶解性 TN相對較低，同樣會導(dǎo)致溶解性 TN與藍藻生物量和 MCs含量呈負相關(guān)。然而，Wang et al.（2010）和王經(jīng)結(jié)等（2011）分別在2008年和2009年對太湖進行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)MCs濃度與N含量呈顯著正相關(guān)性。范亞民等（2018）在 2014年 8月對貢湖灣某水廠的水源水進行監(jiān)測，同樣發(fā)現(xiàn)了 MCs濃度與 TN呈顯著正相關(guān)關(guān)系。以上結(jié)果表明，由于氣候環(huán)境等因素的改變，在不同時間段和不同湖區(qū)，太湖水環(huán)境中 MCs濃度與 TN的關(guān)系并不一致。因此，針對太湖不同湖區(qū)開展長期監(jiān)測，深入分析N含量對MCs賦存的影響機制十分必要。

表2 TMC濃度與環(huán)境因子的相關(guān)性Table 2 Relationship between TMC concentration and environmental factors

在本研究中，貢湖灣水體的 TMC濃度與 TP含量呈顯著正相關(guān)（t=1.965，P=0.038），與氮磷比（N/P）呈極顯著負相關(guān)（t=2.842，P=0.004）（表 2）。范亞民等（2018）對貢湖灣某處水源地的監(jiān)測同樣發(fā)現(xiàn)，TP與MCs濃度呈顯著正相關(guān)。然而，潘曉潔等（2006）發(fā)現(xiàn)，滇池水體中 MCs濃度與 TP含量相關(guān)性不顯著。楊柳燕等（2011）對全國 86個水生態(tài)系統(tǒng)調(diào)查分析發(fā)現(xiàn)，當(dāng)水體中N/P比值小于 29時，藍藻在浮游植物中為優(yōu)勢種；N/P比值小于 29時，藍藻比重下降。本研究中，N/P與藍藻生物量呈顯著負相關(guān)，與 MCs濃度呈極顯著負相關(guān)，基本符合楊柳燕等（2011）的推論，6月前貢湖灣水體中 N/P比值高于 29；在 10月，TP比水華暴發(fā)前期高，N/P比值逐步下降并且小于 29，此時藍藻成為優(yōu)勢種，導(dǎo)致 MCs濃度增加。

貢湖灣水體中 MCs濃度與溫度的相關(guān)性不顯著。Johnston et al.（2003）認為，在藍藻生長的適宜條件下，如水溫較高、透明度較低、水體擾動較小，會產(chǎn)生較多毒素。Lehman et al.（2008）認為，低水流速度、高水溫條件與微囊藻細胞密度、MCs含量、藻類 Chla等高度相關(guān)。而謝平（2008）研究發(fā)現(xiàn)，高溫不是藍藻水華暴發(fā)的充分必要條件，溫度對其造成影響主要是通過更替藻類的優(yōu)勢種，并且該影響與其他因素（如N/P）共同發(fā)揮作用。通常情況下，微囊藻的最佳生長溫度為 25 ℃，最適合微囊藻產(chǎn)毒的溫度為 28 ℃，而且在不同溫度下，優(yōu)勢藻種會有所差異，由此MCs的產(chǎn)量也不相同（晁建穎等，2011；吳溶等，2010），因此，溫度和藍藻生物量、MCs濃度的相關(guān)性并不顯著。

2.3 貢湖灣水體MCs非致癌風(fēng)險評估

本研究結(jié)合 HI風(fēng)險指數(shù)模型，將 WHO推薦MC-LR 的 TDI值 0.04 μg·kg-1·d-1，WHO 建議飲用水中 MCs的質(zhì)量濃度指導(dǎo)值（1.0 μg·L-1），以及鄭丙輝等（2012）提出的 MC-LR急性暴露安全閾值（4.0 μg·L-1）代入公式，計算風(fēng)險指數(shù)結(jié)果，基于從嚴原則，將水體 MCs風(fēng)險劃分為極低、低、中、高、極高5個等級（表3）。

表3 風(fēng)險指數(shù)與風(fēng)險程度對應(yīng)關(guān)系Table 3 Corresponding relationship between HI value and risk degree

根據(jù)改進的 HI風(fēng)險指數(shù)模型，結(jié)合評價標準對貢湖灣水體 MCs進行非致癌風(fēng)險評估，結(jié)果如圖3所示。監(jiān)測期間的不同月份中，貢湖灣水體中MCs的HI風(fēng)險指數(shù)范圍為0.024～0.070，總體上處于極低或低風(fēng)險水平，其中在11月MCs的風(fēng)險指數(shù)較高（圖3a）。另外，貢湖灣水體中MCs的HI風(fēng)險顯現(xiàn)出了較明顯的空間差異（圖 3b）。在位于貢湖灣南岸且靠近外太湖的 S10點（石帆港河口），MCs的風(fēng)險指數(shù)較低，而位于貢湖灣西北岸的S3、S4、S5點顯現(xiàn)出了相對較高的MCs非致癌風(fēng)險。2008年Wang et al.（2010）檢測出貢湖灣水體中MCs的最高濃度達到了11.68 μg·L-1，其HI風(fēng)險指數(shù)高達8.34，呈現(xiàn)出極高的風(fēng)險等級。比較發(fā)現(xiàn)，近年來貢湖灣水源地的 MCs風(fēng)險得到了一定程度的緩解，但仍存在一定風(fēng)險，需要繼續(xù)加強監(jiān)管，進一步改善水質(zhì)現(xiàn)狀。

3 結(jié)論

圖3 貢湖灣水體MCs風(fēng)險指數(shù)月際（a）和空間（b）變化Fig. 3 Monthly (a) and spatial (b) variations of HI value in water of Gonghu Bay

（1）對貢湖灣11處監(jiān)測點進行1年的逐月監(jiān)測，發(fā)現(xiàn)貢湖灣水體中的 MCs濃度整體處于較低水平，其中靠近西北岸的水體中 MCs濃度相對較高；貢湖灣水體中 MCs濃度水平具有明顯的時間差異，極高值的出現(xiàn)較藍藻生物量的高值略有滯后，其中 11月 MCs的平均濃度最高，TMC平均濃度達到 0.10 μg·L-1。

（2）對 MCs濃度與環(huán)境因素的相關(guān)性進行分析發(fā)現(xiàn)，貢湖灣水體中 MCs濃度與 N/P間具有顯著的負相關(guān)性，表明N、P等營養(yǎng)元素的含量變化會影響貢湖灣水體中 MCs污染水平；相較之下，溫度對貢湖灣水體MCs濃度水平的影響不顯著。

（3）通過非致癌風(fēng)險指數(shù)模型，對貢湖灣水體中 MCs進行風(fēng)險評估，結(jié)果顯示貢湖灣水體的MCs污染總體上處于極低或低風(fēng)險水平，其中在11月風(fēng)險指數(shù)相對較高；另外，靠近西北岸的S3、S4、S5點顯現(xiàn)出了相對較高的風(fēng)險等級。