廈門飲用水源地水質毒性調查及風險評估

沈奇奇蔡惠文(浙江海洋大學海洋科學院,浙江 舟山 316000)李青松(廈門理工學院水資源環境研究所,福建 廈門 361024)陸保松(浙江工業大學建筑工程學院,浙江 杭州 310014)駱靖宇(蘇州科技大學環境科學與工程學院,江蘇 蘇州 215009)陳國元,廖杰(廈門理工學院水資源環境研究所,福建 廈門 361024)

水作為基礎性資源其安全問題一直受到人們廣泛的關注[1]。新型水體污染物往往突破傳統單一性污染物風險效應通過交互作用對人體產生協同毒理效應[2]。研究表明地表水中存在著遺傳毒性物質,長期低劑量暴露于這些物質中可增加致癌風險[3]。因此,水源地水質毒性效應評估對于保障飲水安全具有重要意義。

生物毒性測試方法可反映多種毒性的整體作用,有效檢測共存污染物的綜合生物效應,評價水質的安全性,廣泛應用于飲用水、工業廢水和生活污水等環境水體的檢測[4,5]。發光細菌檢測法(Luminescent Bacteria Test,LBT)根據測定有毒物質抑制的發光強度變化實現水質的急性毒性檢測[6],該方法1995年被列為水質急性毒性檢測的標準[7]。SOS/umu測試方法通過測定β-半乳糖苷所產生的黃色可溶性色素進行遺傳毒性定量分析[4],目前已成為ISO中用于環境水樣遺傳毒性的標準方法[8]。但SOS/umu測試只代表部分生物毒性數據[9],許多具有其他毒性的物質不一定會呈現出遺傳毒性,因此水樣評估需要結合更多的生物毒性試驗綜合分析。

筆者利用發光細菌試驗和SOS/umu測試法等生物毒性檢測法對廈門市6個飲用水源地水質進行調查,定量分析相對發光率和遺傳毒性誘導率,對比考察了不同洗脫劑對遺傳毒性效果的影響,探討了水樣點IR擬合系數與4-NQO的當量濃度的關系,并對基于SOS/umu遺傳毒性效應的致癌風險進行了評估,以期為居民飲用水水質安全提供參考數據。

1 材料與方法

1.1 試劑和儀器

1.1.1主要試劑

Ampicillin Trihydrate(≥98%,CNW);顯色劑2-nitrophenol-β-D-galactopyrano-side(OPNG,≥98%,東京化合);二甲基亞砜(DMSO,ACS級,安普);4-nitroquinoline-1-oxide(4-NQO,99%,安普);二氯甲烷,甲醇(均為HPLC級,Merck);丙酮(LC,≥99.5%,Merck);十二烷基磺酸鈉(SDS,ACS級,CNW);胰蛋白胨(LP0042,OXOID);三氯甲烷(AR,Merck);2-巰基乙醇(AR,99%,Merck);乙酸乙酯,正己烷(農殘級,CNW)。

1.1.2主要儀器

生物毒性監測儀(BioFix?Lumi-10,德國);恒溫振蕩器(IKA,德國);氮吹儀(N-EVAPTM111,美國);固相萃取器(VISIPREPTMDL,美國);酶標儀(Spectramax M2e,美國)。

1.2 試驗方法

1.2.1急毒性試驗

試驗使用的是費希爾弧菌“BioFix?Lumi Milti-Shot”發光細菌。加入激活溶液復蘇凍干細菌,測試初始發光強度;含有2%NaCl的樣品與菌液接觸反應,測試最終發光強度,測試結果為負值時表示為發光強度的抑制百分比Inhibition(IN%)，測試結果為正值時表示為發光強度的增強百分比Stimulation (ST%)。

表1 發光細菌急性毒性評價標準

由相對發光率L評估水質急性毒性：

L(%)=100%+I(%)

(1)

(2)

式中，I是相對發光強度；Isample代表樣品的發光強度；I0是空白對照的發光強度。

綜合采用歐盟頒布的發光細菌標準(LBT)[10]和南京土壤研究所推薦的百分數等級分數標準[11]，得出急毒性評價標準 (見表1)。

1.2.2SOS/umu測試

SOS/umu測試[12]方法改進如下:取40μl冷凍Salmonella typhimurium TA1535/PSK1002菌液于50mg/L氨比西林的L-B培養基(10g胰蛋白胨,10g氯化鈉,5g酵母提取物)中,在37℃的條件下振蕩(175r/min)隔夜培養13h。13h后用TGA(10g胰蛋白胨,5g氯化鈉,高壓滅菌后加入0.2g葡萄糖)培養液稀釋100倍后放在敞口錐形瓶中,37℃的條件下振蕩(175r/min)培養2.5h(前培養)。取前培養菌液300μl加入3ml試管中,再添加3μl樣品的DMSO溶液振蕩搖勻,37℃的條件下振蕩(175r/min)培養2h,移取200μl上述培養液于96孔酶標板,在595nm波長下測定菌液的吸光度值。取100μl反應菌液(上述培養溶液)加入1ml z-buffer溶液(0.06mol/L的Na2HPO4·12H2O,0.04mol/L的NaH2PO4·1H2O,0.01mol/L的KCl,0.001mol/L的MgSO4及2-巰基乙醇),50μl SDS溶液,10μl三氯甲烷,振蕩搖勻,再加入200μl 含6mg/ml的ONPG緩沖溶液,于30℃下靜置酶促反應20min。加入500μl含1mol/L的Na2CO3溶液停止反應,吸取200μl于96孔酶標板中,分別于415nm和570nm波長下測定吸光度值,計算β-半乳糖苷酶活性Unitβ-半乳糖苷酶:

(3)

式中，t為加入ONPG后的反應時間(該試驗中為20min)；v為反應菌液在顯色過程中的稀釋倍率(該試驗中為0.09)；A415、A570和A595為各相應波長下的吸光度值。

試驗取DMSO為空白對照,4-NQO作為陽性對照物。試驗結果β-半乳糖苷酶活性為原始計算值減去本底參照。遺傳毒性效應由誘導率R表示：

(4)

式中，Unitsample表示水樣酶活性；Unitblank control表示空白對照酶活性。當R≥2時,則表示結果呈陽性,具有致突變性;當1.5

2 樣品采集與前處理

2.1 采樣水源地的分布

2017年對廈門九龍江北引干渠的江東泵站和北溪水閥、汀溪水庫、蓮花水庫、坂頭水庫和石兜水庫共6個地點進行采樣調查,水源地取樣地點分布見圖1。

A：北溪水閥 24°33′13.34″N,117°45′39.86″E；B：江東泵站 24°29′27.11″N,117°47′12.11″E；C：石兜水庫 24°41′6.61″N,118°0′53.27″E；D：坂頭水庫 24°40′12.72″N,118°1′37.49″E；E：蓮花水庫 24°46′47.48″N,118°2′38.15″E；F：汀溪水庫 24°49′38.48″N,118°8′19.70″E。圖1 廈門周邊水源地采樣點

2.2 樣品前處理

試驗水樣經0.45μm的玻璃纖維膜過濾后,一部分直接用來進行急毒性測試;一部分經固相萃取氮氣吹干后,采用二甲基亞砜置換溶液定容到200μl,-20℃下保存用于SOS/umu測試。

3 試驗結果與討論

3.1 發光細菌急毒性

水樣急毒性試驗結果見圖2。由圖2可知，2017年4月和6月北溪水閥的水質生物急毒性測試結果是IN12%和IN13%,相對發光率為88%和87%；江東泵站為ST2%,相對發光率是102%,兩者同屬于九龍江急性毒性差15%。坂頭水庫急性毒性測試結果是ST14%和ST12%,相對發光率為114%和112%；石兜水庫和汀溪水庫生物急毒性與坂頭水庫相近。蓮花水庫水質急毒性測定結果ST2%和IN2%,平均相對發光率100%。

圖2 廈門水源地發光細菌相對發光率

圖3 不同洗脫劑對遺傳毒性誘導效果的影響

3.2 SOS/umu遺傳毒性

3.2.1洗脫劑篩選

以坂頭水庫水樣為例,考察不同洗脫劑對遺傳毒性誘導效果的影響(見圖3)。

由圖3可知,4組不同洗脫劑在富集水樣量為20～40ml時β-半乳糖苷酶活性呈小幅增加,在水樣量達到40ml時活性達到第1個峰值;增大富集水樣量,β-半乳糖苷酶活性呈下降趨勢。除丙酮洗脫水樣量在350ml時活性降至最低值255.28外,其他3種方式洗脫時水樣量至80ml左右酶活性降低至最低值,分別為350.16、369.6和265.35;持續增加水樣量,則β-半乳糖苷酶活性有明顯上升趨勢。這與石健等[17]試驗中不同的洗脫劑對遺傳毒性誘導效果的影響趨勢相似。總體上β-半乳糖苷酶活性隨富集水樣量的增加呈先增加至第1個峰值,然后降低至最低后再上升至第2個峰值的雙峰模式。試驗中富集水樣為40～80ml時酶活性有小幅度降低,其原因可能是部分急毒性物質被洗脫出阻礙了SOS反應中部分酶的合成[12]。

甲醇洗脫時水樣量為253μl時β-半乳糖苷酶出現活性,隨著水樣量的增加毒性在40ml時到達第1個峰值430.39,隨后降低再上升,在較高的水樣體積2L(或大于2L時)時,酶活性可達1053.79,但在低于300ml時對遺傳毒性物質的洗脫效果并不理想。丙酮洗脫時酶活性變化趨勢基本與甲醇洗脫時相似。試驗中采取了不同極性洗脫劑(組合):正己烷+二氯甲烷+甲醇和正已烷+乙酸乙酯+甲醇(體積比皆為1∶3∶1) ,前者水樣量至1L時活性才明顯增加,洗脫效果不明顯,后者在41ml時β-半乳糖苷酶活性為空白對照的1.75倍。綜上對比單一的洗脫劑,組合型的極性洗脫劑可以更好地洗脫吸附在萃取柱上的有機物質。故試驗中選取了正乙烷+乙酸乙酯+甲醇(體積比為1∶3∶1)為洗脫劑。

3.2.2水樣SOS/umu遺傳毒性

SOS/umu測試水源地水樣遺傳毒性劑量-效應曲線見圖4。由圖4可知，富集水樣量在40ml以下β-半乳糖甘酶活性相差較小,隨著水樣量增加遺傳毒性效應不斷增加。β-半乳糖甘酶活性依次增加了276.82、387.25、341.60、360.18、100.89和169.09。其中江東泵站變化范圍最大;汀溪水庫變化幅度最小,在較低水樣量2ml就表現出遺傳毒性,這與急毒性測試結果相似;而蓮花水庫酶活性增量較大且在2ml時β-半乳糖甘酶活性為493.95，是空白對照的2倍,表現出較高的遺傳毒性。蓮花水庫雖然在急毒性試驗中沒有表現出明顯的急性毒性,但是遺傳毒性效應較為明顯。這可能是由于上游庫區有旅游度假區,人為活動對遺傳毒性影響較大。

表2 SOS/umu測試法誘導率R計算結果

表2為廈門市6個調查點的誘導率R值。由表2可知,北溪水閥和江東泵站同屬九龍江,在水樣量10ml時誘導率R值>1.5,呈疑陽性；水樣量在41ml和20ml時水樣呈現陽性。坂頭水庫、汀溪水庫和石兜水庫在水樣量超過20ml時R>2,呈陽性。在較少水樣量時蓮花水庫水樣R>2,誘導率在81ml時達到3.713,遺傳毒性效應較為明顯。以水樣量20ml為例,其誘導率R值大小比較為坂頭水庫>汀溪水庫>石兜水庫>江東水閥>蓮花水庫>北溪泵站。誘導率R值隨水樣量的增加而增大,呈現劑量-效應關系。

20日00時,低渦中心移至河北東北部,與其相伴的西南暖濕氣流在遼寧地區與副高西側的偏南暖濕氣流匯合。相應時段的地面上,隨著地面氣旋的北上加強,氣旋頂部的倒槽影響東北和山東地區。綜上所述,500 hPa冷暖空氣交匯以及江淮氣旋的北上發展共同造成了此次暴雨過程。

邵鵬等[13]對太湖水體研究表明，在水樣量大于150ml后誘導率R值可高達6;豆捷雄等[14]對北方原水有機提取物的遺傳毒性研究表明，在暴露體積200ml時誘導率R>2;太湖水體遺傳毒性效應要高于該次調查水源地,對比北方原水在較低水樣量時出現了較高的遺傳毒性。同時，兩者研究都表明水樣暴露體積與誘導率呈劑量-效應關系,這與該次試驗結果相似。

4 基于SOS/umu遺傳毒性效應的致癌風險評估

針對2017年6月份水源地的SOS/umu測試結果,計算水樣的致癌風險：

P=q×D

(5)

式中，P為化學致癌風險;D為致癌物質的單位體重日均暴露劑量,mg/(kg·d);q為致癌強度,(kg·d)/mg,根據文獻[18],q=0.369( kg·d)/mg。

以4-NQO作為陽性對照,擬合水樣的遺傳毒性強度IR值和4-NQO標準樣的IR值,可以得出水樣中所含有的4-NQO的當量濃度(TEQ4-NQO,μg/L):

(6)

式中，IRsample為測試樣品斜率,unit/L；IR4-NQO為同時測定的4-NQO標準樣的斜率,unit/μg。

利用上述公式,以成年人體重為65kg,每日飲水量2L/d計算,則基于SOS/umu測試遺傳毒性效應的飲用水致癌風險P為:

(7)

以江東泵站水樣為例，圖5是利用origin軟件的線性擬合結果。線性擬合后斜率為IRsample=2356.6unit/L,標準品4-NQO的斜率為IR4-NQO=23121unit/μg。利用公式(6)得出TEQ4-NQO=0.102μg/L,由式(7)得出P=0.79×10-6。

基于以上SOS/umu遺傳毒性效應的致癌風險評價方法,調查其余水樣點TEQ4-NQO和SOS/umu遺傳毒性效應的致癌風險，結果見表3。

圖5 環境樣品的4-NQO等當量計算

表3 廈門水源地的TEQ4-NQO及其風險值

廈門市4-NQO當量濃度平均值0.094μg/L,致癌風險平均值是0.894×10-6,6個水源地的致癌風險均在10-7到10-6范圍之內。汀溪水庫的致癌風險的最高為1.23×10-6,石兜水庫的致癌風險值最低為0.454×10-6。

針對該調查的水源地水樣TEQ4-NQO和致癌風險分別是潘立波[19]等對北方流域調查結果的4/5(TEQ4-NQO:0.113μg/L)和3/4(P:1.19×10-6)。調查水樣致癌風險范圍低于國際EPA規定的致癌風險10-6到10-4的標準,其中北溪泵站、坂頭和石兜水庫的致癌風險更是低于10-6飲用水致癌風險的安全標準[20]。廈門水源地略高于水庫型水源地[21]中對環境水體的致癌風險值,低于北方某水廠[18]平均致癌風險10倍。

5 結論

試驗對廈門6個水源地進行了急毒性和遺傳毒性調查并評估了其致癌風險。

1)急毒性試驗中水源地水樣的相對發光率在88%～113%,毒性級別小于Ⅰ,水質是低毒安全的。

2)SOS/umu測試中洗脫劑用正乙烷+乙酸乙酯+甲醇(體積比為1∶3∶1)進行混合洗脫效果更為明顯。

3)遺傳毒性效應與富集量有關,誘導率R值與酶活性的變化趨勢一致,呈現劑量-效應關系。

4)調查水源地遺傳毒性在富集水量200ml時誘導率R值是空白對照的2～2.5倍,呈陽性,具有致突變性物質。而基于SOS/umu遺傳毒性效應的致癌風險均在10-7到10-6范圍之間,廈門市6個飲用水水源地水質處在較為安全的水平。

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