太湖贡湖湾水源地水质青海弧菌Q67急性毒性测试
青海弧菌在环境研究中的应用
青海弧菌在环境研究中的应用【摘要】本文通过阅读大量相关文献，简单介绍了青海弧菌Q67的发现过程、细菌特性和发光过程，列举了青海弧菌在水质监测、土壤急性毒性诊断、农药检测和重金属毒性检测等环境问题研究中的应用，发现运用青海弧菌Q67进行急性毒性实验具有成本低、实验周期短、结果准确度高的优点，具有很好的发展应用前景。
【关键词】发光细菌；青海弧菌；急性毒性1 引言发光细菌在二十世纪30年代首先用于快速评价药物的毒性作用，随着近代工业的快速发展，大量含重金属、多环芳烃、多氯联苯等持久性毒害污染物的工业废水、废气排放进入环境中，环境污染问题日趋严重，也促使科学家们将发光细菌运用于环境监测中。
除了对纯化合物（有机物、无机金属离子）的毒性进行测定外，发光细菌还被广泛应用于水体环境毒性监测、土壤环境毒性监测、大气环境毒性监测、垃圾渗滤液和工业废弃物毒性监测等领域（孙月娣，2010）。
发光细菌具有应用范围广、灵敏度高、相关性好、反应快等优点，但大部分发光细菌都属于海洋发光细菌，对实验条件要求高，对淡水样品必须要加入3%NaCl，部分细菌还要求pH调至7.3-7.5范围内，对样品的有毒组分毒性真实性带来了影响。
而且，现有的淡水发光细菌种类少、大多带有致病菌（朱文杰，2010），不适宜运用在环境监测领域。
因此，青海弧菌Q67的发现和应用在一定程度上填补了该领域的空白，凭借实验条件相对简单、适用范围更广为其后来广泛应用在环境科研领域打下了基础。
2 青海弧菌概况2.1 青海弧菌的发现1985年8月我国学者从青海湖的裸鲤（Gymnocypris przewalskii）体表分离得到一种发光细菌。
经过多次分离纯化得70株，编号为Q1-Q70。
经过表型特性测定、发光光谱的测定、凝胶双向扩散试验、弧菌抑制试验，确定该发光菌为一新种（朱文杰等，1994）。
根据采集地点将该菌命名为青海弧菌（Vibrio qinghaiensis sp. nov.），其典型菌株是Q67（图1）。
苏州太湖饮用水源地健康风险评价
苏州太湖饮用水源地健康风险评价陈美丹（苏州市环境科学研究所，江苏苏州215007）摘要：本文对苏州太湖渔洋山和金墅港两个水源地中六价铬、砷、镉等有毒有害物质采用健康风险评价模型进行评价。
评价结果表明，两个水源地总的风险值均未超过国际辐射防护委员会（ICRP）推荐的有毒有害物质健康危害风险最大可接受水平为5.0×l0-5 a-1，属于安全级别。
评价因子中的化学致癌物对人体健康危害的年风险值远大于非致癌物的风险值。
砷和六价铬的健康风险已超过USEPA建议值1.00×10-6a-1，所以这两种毒物应被列为饮用水源地水厂制水过程中优先检测和控制的致癌污染物。
关键词：水源地；健康风险；评价Health Risk Assessment of Taihu Water Source in SuzhouChen Mei-dan（Suzhou Environment Science Research Institute, Jiangsu , Suzhou ,215007）Abstract: The article uses health risk evaluation model to assess the health of Yuyangshan and Jinshugang water source in Suzhou Taihu. The evaluation results show that, both water source total risk values don’t exceed the International Commission on Radiological Protection (ICRP) recommended health hazard risk of toxic and harmful substances maximum acceptable level of 5 ×l0-5. The Yuyangshan water source and Jinshugang water source are security. Chemical carcinogen risk of harm to human health is much greater than the non carcinogens. The health risk of As and Cr6+exceed USEPA value , which is 1 × 10-6.So these poisons should be classified as carcinogenic pollutants priority detection and control of the two source of drinking water in the waterworks.Key words: drinking water source, health risk ; assessment1 前言在我国经济高速发展的同时，关系人民群众切身利益的饮水安全状况堪忧。
生物急性毒性试验题库及答案
急性毒性试验(一)发光细菌法分类号：B4-1主要内容水质急性毒性的测定发光细菌法(GB／T15441-1995)一、填空题1．根据《水质急性毒性的测定发光细菌法》(GB／T 15441—1995)，若须排除pH影响，应先将水样和氯化钠溶液的pH进行调整，具体为：含铜水样的pH调整为，含其他金属水样的pH调整为5.4，含有机化合物水样的pH调整为。
答案：4.5 7.02．《水质急性毒性的测定发光细菌法》(GB／T15441-1995)适用于、和实验室条件下可溶性化学物质的水质的急性毒性监测。
答案：工业废水纳污水体3．发光菌急性毒性试验中，样品的急性毒性水平可用相对发光度、或等来表示。
答案：参比毒物氯化汞浓度受测样品的EC50值4．淡水型的发光菌急性毒性试验中，样品的急性毒性水平则用相对发光度、和等来表示。
答案：参比毒物苯酚浓度受测样品的EC50值5．用青海弧菌Q67进行发光菌急性毒性测定时，环境温度在℃之间均可进行，但在测试过程中要求温度波动在±℃内。
答案：18～30 1二、判断题1．根据《水质急性毒性的测定发光细菌法》(GB／T 15441-1995)，用发光菌测定样品的毒性非常简便，冻干粉经复苏后即可用于进行样品的测定。
( )答案：错误正确答案为：冻干粉经复苏后，需经质量检验后方可用于进行样品的测定。
2．根据《水质急性毒性的测定发光细菌法》(GB／T15441-1995)，若须测定包括pH影响在内的急性毒性，不应调节水样pH。
( )答案：正确3．在进行发光菌急性毒性试验中，对含有固体悬浮物的样品须离心或过滤去除，以免干扰测定。
( )答案：正确4．根据《水质急性毒性的测定发光细菌法》(GB／T 15441-1995)，氯化汞母液可在2～5℃冰箱里保存6个月，而氯化汞工作液在2～5℃冰箱里只能保存24h。
( )答案：正确5．根据《水质急性毒性的测定发光细菌法》(GB／T 15441-1995)，在测定有色样品时，先要进行颜色干扰的校正，计算出因颜色引起的发光量校正值。
11种农药对淡水发光细菌青海弧菌Q67的毒性研究_杨洁
第一作者 :杨 洁 , 女 , 1987 年生 , 硕士研究生 , 主要从事环境微生物及环境监测方面的研究 。#通讯作者 。 ＊上海市科委“ 登山行动计划” 世博会科技专项课题“ 快速检测饮用水中有害物质综合毒性传感仪研制”(N o.6DZ05825)。
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杨 洁等 11 种农药对淡水发光细菌青海弧菌 Q67 的毒性研究
年增加 。 据统计 , 我国每年因农药中毒的人数占世 界同类事故中毒人数的 50 %[ 1] 。 目前 , 我国水质和食品安全控制监测的关键技 术主要来源于外国 , 以气相 、液相色谱仪以及分光光 度计等仪器分析方法为主 , 这些方法的检测限低 、精 确度高 , 但是存在着操作复杂 、反应时间长 、成本较 高等问题 , 不利于现场监测和突发事件中的应急检 测 , 也无法对污染物进行危害性评估 。 同时 , 近几年 我国自然灾害频发 , 存在一些危害公共安全的恶意
算农药样品与青海弧菌 Q67 作用 15 min 时的半效 应浓度(EC50 ), 并以此 判断 农药 样品 对青 海弧 菌 Q67 毒性的大小 。
2 结果与讨论
2 .1 DM SO 对青海弧菌 Q67 的毒性作用 作用 时 间 为 15 min 时 , DM SO 对 青 海 弧 菌
Q67 的剂量 —效应拟合曲线见图 1 。 由图 1 可见 , 随着 DM SO 体积分数的升高 , 青海弧菌 Q67 的相对 发光强度逐渐降低 , 两者呈线性负相关 ;DM SO 对 青海弧菌Q 67的EC50 为5 .44 %。DM SO 对青海弧菌
环境污染与防治 第 33 卷 第 4 期 2011 年 4 月
11 种农药对淡水发光细菌青海弧菌 Q67 的毒性研究 ＊
杨 洁1 张金萍2 徐亚同1 # 朱文杰2
太湖水质监测方案
太湖水质监测方案一．监测目的太湖流域位于长江三角洲地区腹地，人口密集，经济发达。
2007年5月底，由于太湖蓝藻暴发等原因，导致无锡市水源地水质污染，严重影响了当地近百万群众的正常生活，引起社会广泛关注。
通过对太湖水质的监测，实时了解水质变化情况，从而科学管理水体。
二．太湖流域概况太湖是我国第三大淡水湖，水面面积2338平方公里，太湖流域文化底蕴深厚，被誉为“人间天堂”。
流域面积36895平方公里，是我国经济最发达的地区之一，在全国占有举足轻重的地位。
流域内河道水系以太湖为中心，分上游水系和下游水系两个部分。
上游主要为西部山丘区独立水系，有苕溪水系、南河水系及洮滆水系等；下游主要为平原河网水系，主要有以黄浦江为主干的东部黄浦江水系（包括吴淞江）、北部沿江水系和南部沿杭州湾水系。
京杭运河穿越流域腹地及下游诸水系，太湖流域境内全长312km，起着水量调节和承转作用，也是流域的重要航道。
（一）自然概况1.地形地貌和气象太湖湖区面积3192平方公里（包括部分湖滨陆地）。
平原区河网交织，水流流速缓慢。
太湖流域属亚热带季风气候区，雨水丰沛，四季分明，夏季炎热。
年平均气温14.9～16.2℃，年日照时数1870～2225小时。
多年平均降水量1177毫米，多年平均水面蒸发量822毫米。
2.水资源概况太湖流域多年平均水资源总量177.4亿立方米，人均、亩均水资源占有量分别为398立方米和727立方米。
长江多年平均过境水量9334亿立方米。
其中太湖的湖泊面积为2425平方公里，水面面积2338.11平方公里，湖泊长度68.55公里，平均宽度34.11公里，平均水深1.89米，总容蓄水量44.30亿立方米。
出入太湖河流228条，其中主要入湖河流有苕溪、南溪和洮滆等；出湖河流有太浦河、瓜泾港、胥江等；人工调控河道主要有望虞河等。
3.太湖湖体水质整体情况根据江苏省环保部门统计数据，2009年，太湖湖体的高锰酸盐指数平均浓度为4.2mg/L，达到Ⅲ类；总磷平均浓度为0.083mg/L，属Ⅳ类；总氮平均浓度为2.64mg/L，劣于Ⅴ类。
青海弧菌发光检测法 可快速检测饮用水中的有害物质
青海弧菌发光检测法可快速检测饮用水中的有害物质作者：暂无来源：《食品安全导刊》 2010年第2期食品质量与安全快速筛查技术之五：发光菌检测【发光菌检测法是以一种非致病的明亮发光杆菌作指示生物，以其发光强度的变化为指标，测定环境中有害有毒物质的生物毒性的一种方法。
】□ 本刊记者马永娇细菌发光实际上是细菌的光呼吸过程，即菌体借助活体细胞内具有的ATP、萤光素和萤光素酶发光。
由于该种发光极易受到外界条件的影响，干扰或损害细菌呼吸或生理过程的任何因素都能使细菌发光强度发生变化，所以当有毒有害物质与发光菌接触时，发光强度就会立即发生改变，并且强度会随着毒物浓度的增加而减弱。
而采用一种精密测光仪可以将这种发光强度的变化变成可检测的信号，从而达到检测生物毒性强弱的目的。
发光菌的发现与应用早在20世纪80年代初，国际上就开始使用发光菌检测环境水质的污染状况，我国1995年开始推荐使用海洋发光菌作为环境水质污染的检测方法，但使用后发现海洋发光菌存在局限性，即有些淡水样品（检测需要加氯化钠至3％的浓度）的生物毒性会因添加NaCl之后发生改变，致使检测结果不准确。
鉴于此，我国科研人员开始寻找淡水型发光菌，华东师范大学朱文杰教授及他的团队历时多年，于1985年从青海湖获得一种新的淡水发光菌——青海弧菌；1999年研制出青海弧菌冻干粉，并获得发明专利；之后将青海弧菌冻干粉专利技术转让给北京滨松光子技术股份有限公司。
目前，其配套使用的仪器已经成型并走向市场。
青海弧菌检测特点如今，朱文杰又带领他的科研团队完成了世博科技专项《快速检测饮用水中有害物质综合毒性的传感仪研制》课题，形成了基于青海弧菌发光的检测饮用水的全套技术规范方法。
青海弧菌冻干粉通常保存于-10℃以下，使用前加入复苏液，几分钟之后即可自动恢复活力。
将活力恢复的青海弧菌加入水中，如水中含有有害物质，青海弧菌的发光强度会偏离正常范围；通过便携式仪器进行检测，半小时内即可判断饮用水的安全性。
有机磷酸酯对青海弧菌Q67毒性的构效关系
有机磷酸酯对青海弧菌Q67毒性的构效关系姜丹;周建国;李娜;饶凯锋;李晓;胡毅;马梅【摘要】以淡水发光菌Q67为受试生物,结合微孔板高通量检测技术,测定了15种常见有机磷酸酯的毒性,同时选用极化率(P)、分子表面积(TSA)、正辛醇/水分配系数(logD)和芳香环个数(NAr)等有机磷酸酯的7种分子结构描述符,采用偏最小二乘回归分析方法建立了15种有机磷酸酯对Q67发光菌毒性的定量结构活性相关(quantitative structure-activity relationships,QSAR)模型.结果表明,15种有机磷酸酯的EC50在1.13×10-5 ～3.27×10-3 mol·L-1之间.在7个结构变量中,4个变量发挥主要作用.其中分子极化率(P)在有机磷酸酯类污染物对发光菌的急性毒性中发挥重要作用,推断发光菌中的荧光素酶及其辅酶是其主要作用位点;脂溶性(logD)越大的化合物越较易穿过细胞膜,进而使Q67发光菌的毒性效应增大;芳香环数(NAr)越多,有机磷酸酯对发光菌的急性毒性越大;对分子结构类似的有机磷酸酯,其Q67发光菌的毒性效应随TSA值的增大而增强.利用所构建的构效关系模型,其稳定性(QCUM2=0544)和预测能力(QEXT2=0,808,RMSE=0.195)较好,可用来预测有机磷酸酯对Q67发光菌的急性效应.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2014(009)001【总页数】10页(P71-80)【关键词】有机磷酸酯;发光菌;定量构效【作者】姜丹;周建国;李娜;饶凯锋;李晓;胡毅;马梅【作者单位】河南师范大学化学化工学院,新乡453007;中国科学院高能物理研究所核分析技术重点实验室,纳米生物效应与安全性重点实验室,北京100049;河南师范大学环境学院,黄淮水环境与污染防治教育部重点实验室,新乡453007;中国科学院高能物理研究所核分析技术重点实验室,纳米生物效应与安全性重点实验室,北京100049;中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京100085;中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京100085;中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京100085;中国科学院高能物理研究所核分析技术重点实验室,纳米生物效应与安全性重点实验室,北京100049;中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京100085【正文语种】中文【中图分类】X171.5有机磷酸酯类化合物(OP)不仅广泛应用于农药[1-2]，还被用于增塑剂、医药制剂、阻燃剂以及军事工业等领域[3]。
淡水发光菌青海弧菌Q-67对环境激素类物质毒性检测应用研究进展
新 方 法 。 指 出 了随 着 对 淡 水发 光 细 菌 Ｑ一 ６７研 究的 不 断进 行 ，该 茵种 逐 渐 成 为 国 内除 了明 亮发 光 杆 菌 、费
氏弧 茵 以 外 的 毒 性 检 测 菌种 。
关 键 词 ：青 海弧 茵 ；环 境 激 素 ；毒 性 检 测
中 图 分 类 号 ：Ｘ８３２
青 海 弧 菌 是 １９８５年 中 国学 者 朱 文 杰 等 从 青 海 湖 产 的青海裸鲤体表分离到一种新型淡水发光菌 ，并命名 为 青 海 弧 菌 ，其 典 型 菌株 是 Ｑ一 ６７［１ 。通 过 国 内朱 文 杰 、 马 梅 、刘 树 深 等 的 努 力 ，建 立 了 使 用 Ｑ一６７能 与 明 亮 发 光 杆 菌 相 提 并 论 的淡 水 发 光 菌 毒 性 测 试 方 法 “］。此 方 法 测 定 污 染 物 质 毒 性 是 以 Ｖｅｒｉｔａｓ Ｔ Ｍ 微 孔 板 光 度 计 为 发 光 强 度 测 试 设 备 ，以有 毒 物 质 对 发 光 菌 发光 强 度 抑 制 表 征 毒 性 大 小 的 新 方 法 。该 法 具 有应 用 范 围 广 、灵 敏 度 高 、相 关 性 好 、反 应 速 度 快 、自动 化 程 度 高 、人 为 错 误 少 等 优 点 ；与 明亮 发 光 杆 菌 方 法 相 比 ，具 有 无 盐 度 干 扰 、ｐＨ 范 围 广 等 特 点 。
意 义 。 在毒 性 测试 方 面应 用 的 发光 菌现 在 主要 有 ：明亮 发 光 杆 菌 口 、费 氏 弧 菌… 、青 海 弧 菌 １１ ”］。 １９９５年 中 国就 颁 布 了适 用 于 工业 废 水 、纳 污水 体 及 实 验 室 条 件 下 可溶 性 化 学 物 质 的《水 质 急 性 毒 性 的测 定 发 光 菌 法 》 （ＧＢ／Ｔ １５４４１—１９９５）国 家 标 准 。
太湖贡湖湾(望虞河以西)主要河口区域水质状况评价
Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｔｈｅｅｓｔｕａｒｉｎｅａｒｅａ （ｗｅｓｔｏｆＷａｎｇｙｕＲｉｖｅｒ）ｏｆＧｏｎｇｈｕＢａｙ，ＴａｉｈｕＬａｋｅ，Ｃｈｉｎａ
ＣｅｎｔｒｅｏｆＬｏｗｃａｒｂｏｎＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ，Ｓｈａｎｇｈａｉ２０１４１５，Ｃｈｉｎａ；３ ＷｕｘｉＨｅｎｇｃｈｅｎｇＷａｔｅｒＣｏｎｓｅｒｖａｎｃｙ ＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＣｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎＣｏ．，Ｌｔｄ．，Ｗｕｘｉ２１４０００，Ｃｈｉｎａ）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：ＴｈｅｓｔｕｄｙａｓｓｅｓｓｅｄｔｈｅａｃｔｕａｌｗａｔｅｒｓｉｔｕａｔｉｏｎｉｎｔｈｅｅｓｔｕａｒｉｎｅａｒｅａｏｆＧｏｎｇｈｕＢａｙ（ｗｅｓｔｏｆ ＷａｎｇｙｕＲｉｖｅｒ），ＬａｋｅＴａｉｈｕ，Ｃｈｉｎａ，ｂａｓｅｄｏｎｔｈｅｓｔａｔｕｓｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｕｓｉｎｇＷＱＩ（ｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｄｅｘ） ｍｅｔｈｏｄｓ，ａｎｄｔｈｅＷＱＩｍｉｎ（ｍｉｎｉｍｕｍ ｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｄｅｘ）ｗａｓａｌｓｏｃａｌｃｕｌａｔｅｄｔｏｉｄｅｎｔｉｆｙｔｈｅｍａｉｎｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙ ｆａｃｔｏｒｓ．Ｉｎｔｈｅｓｕｍｍｅｒ（Ａｕｇｕｓｔ２０１７）ａｎｄｗｉｎｔｅｒ（Ｍａｒｃｈ２０１８）ｓｅａｓｏｎｓ，８ｅｓｔｕａｒｉｎｅａｒｅａｓｗｅｒｅｔｅｓｔｅｄａｔ３１ ｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓ，ｗｈｉｃｈｉｎｃｌｕｄｅｄｌａｋｅｓａｎｄｒｉｖｅｒｓ．ＴｈｅＷＱＩｗａｓｄｉｖｉｄｅｄｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｔｏｆｉｖｅｇｒａｄｅｓ，ＷＱＩ＞９０ ｗａｓｖｅｒｙｇｏｏｄ，７０＜ＷＱＩ≤９０ｗａｓｇｏｏｄ，５０＜ＷＱＩ≤７０ｗａｓｍｅｄｉｕｍ，２５≤ＷＱＩ≤５０ｗａｓｂａｄａｎｄＷＱＩ＜２５ｗａｓ ｖｅｒｙｂａｄ．Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｉｎｄｉｃａｔｅｄｔｈａｔｔｈｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｈａｄｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｏｎｓｅａｓｏｎｉｎｔｈｅｓｔｕｄｙａｒｅａ，ｔｈｅ ｏｖｅｒａｌｌｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｔｕｓｏｆｓｕｍｍｅｒｗｅｒｅｍｅｄｉｕｍ（ＷＱＩ：５４．６２），ａｎｄｉｎｗｉｎｔｅｒ，ｔｈｅｏｖｅｒａｌｌｓｔａｔｕｓｗｅｒｅｇｏｏｄ （ＷＱＩ：７３．６３）．ＤｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓｗｅｒｅａｌｓｏｏｂｓｅｒｖｅｄｂｅｔｗｅｅｎｔｈｅｅｓｔｕａｒｉｎｅａｒｅａｓｏｆＧｏｎｇｈｕＢａｙ．Ｉｎｓｕｍｍｅｒ，ｔｈｅｗａｔｅｒ ｑｕａｌｉｔｙｂｅｔｗｅｅｎｔｈｅｔｗｏｓｉｄｅｓｏｆｓｌｕｉｃｅｓｉｎｓｏｍｅｅｓｔｕａｒｉபைடு நூலகம்ｓｗｅｒｅｏｂｖｉｏｕｓｌｙｄｉｆｆｅｒｅｎｔ，ｔｈｅｓｔａｔｕｓｏｆｒｉｖｅｒｓｉｄｅｗｅｒｅ ｂｅｔｔｅｒｔｈａｎｔｈａｔｏｆｌａｋｅｓｉｄｅ，ａｎｄｔｈｅｅｓｔｕａｒｉｎｅａｒｅａｏｆＸｉａｏｘｉＲｉｖｅｒｈａｄｒｅｌａｔｉｖｅｌｙｗｏｒｓｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｔｕｓ （ＷＱＩ：４７５０）．Ｉｎｗｉｎｔｅｒ，ＲｅｎｚｉＧａｎｇｈａｄｔｈｅｍｉｎｉｍｕｍＷＱＩ，ｗｈｉｃｈｗａｓ６２．８４．ＴＰ，ＴＮ，ＤＯａｎｄＣＯＤＭｎｕｓｅｄｉｎ
太湖贡湖湾水源地入湖河道的浮游植物
太湖贡湖湾水源地入湖河道的浮游植物
陈斌斌;马家海;何培民
【期刊名称】《上海环境科学》
【年(卷),期】2010(029)006
【摘要】于2009年对太湖贡湖湾水源地区域入湖的金墅港、龙塘港、田鸡港等3条河道进行了4次采样调查,全年共鉴定出浮游植物8门19目43科95属228种.结果显示,绿藻、硅藻、隐藻为全年的优势种群,甲藻、黄藻、金藻在全年出现的频率较低.浮游植物平均密度在6月达到最高值,为306.11 ×104个/L.计算了与水体营养类型有关的浮游植物群落的多样性指数、绿藻/硅藻商及硅藻商(中心纲/羽纹纲比值)等指标.贡湖湾入湖的金墅港、龙塘港、田鸡港等3条河道已达到中-富营养水平.
【总页数】4页(P252-255)
【作者】陈斌斌;马家海;何培民
【作者单位】上海海洋大学农业部水产种质资源与养殖生态重点开放实验室,上海201306;上海海洋大学农业部水产种质资源与养殖生态重点开放实验室,上海201306;上海海洋大学农业部水产种质资源与养殖生态重点开放实验室,上海201306
【正文语种】中文
【相关文献】
1.太湖贡湖湾水源地水质青海弧菌Q67急性毒性测试 [J], 唐承佳;陈振楼;王东启
2.太湖贡湖湾(望虞河以西)主要河口区域水质状况评价 [J], 刘福兴;蒋媛;王俊力;付子轼;乔红霞
3.引江济太对太湖贡湖湾氧化亚氮通量的影响 [J], 刘臻婧;肖启涛;胡正华;张弥;王伟;肖薇
4.太湖贡湖湾人工湖滨带水生植物恢复及其富营养化控制 [J], 姚程;胡小贞;姜霞;陈俊伊;王坤
5.太湖贡湖湾退圩还湖区生态修复技术的应用 [J], 漆志飞;曾磊
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青海弧菌Q67冻干粉急性毒性测试方法研究
青海弧菌Q67冻干粉急性毒性测试方法研究张煜;王小兵;胡松学;张朝一;沈光喜【摘要】[目的]研究利用青海弧菌Q67冻干粉进行急性毒性测试的方法.[方法]通过一系列试验,探讨青海弧菌Q67冻干粉复苏及与毒物反应接触时间对毒性测试的影响,筛选出适宜青海弧菌急性毒性测试的毒性参照物,在充分借鉴国际标准ISO 11348的基础上分析现行发光抑制率计算方法的不足,提出了优化的计算方法.[结果]青海弧菌Q67冻干粉复苏的30 ～ 120 min内进行毒性测试,与毒物的反应时间控制在15～ 20 min时,测得数据稳定、可靠.ZnCl2适合用作青海弧菌生物急性毒性测试的毒性参照物.[结论]该研究为制定青海弧菌Q67冻千粉急性毒性测试标准提供理论依据.【期刊名称】《安徽农业科学》【年(卷),期】2014(000)015【总页数】3页(P4746-4748)【关键词】冻干粉;青海弧菌Q67;测试方法;急性毒性【作者】张煜;王小兵;胡松学;张朝一;沈光喜【作者单位】杭州天泉净水设备有限公司,浙江杭州310024;上海欧萨评价咨询股份有限公司,上海200082;西湖区农业技术推广服务中心,浙江杭州310000;上海欧萨评价咨询股份有限公司,上海200082;杭州天泉净水设备有限公司,浙江杭州310024【正文语种】中文【中图分类】S94发光细菌生物急性毒性测试法是利用一定浓度范围内，有毒物质浓度与发光细菌发光强度变化成一定比例关系，通过检测发光菌与待测物作用前后光强变化来判断待测物毒性大小的综合毒性检测方法，其灵敏度可等同于鱼类96 h急性毒性试验[1]。
因其快速、灵敏、方便[2]，广泛应用于化学品[3]、污水[4]、沉积物[5]和土壤[6]等的毒性测试。
然而，由于新鲜培养物的使用在现场检测时往往受到限制，采用冻干粉复苏发光细菌检测将显得非常必要。
现场检测，冻干粉的复苏质量及与毒物的反应时间是保证毒性测试准确性的关键。
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. Dynamics of variability and mechanism of harmful cyanobacteria bloom in Lake Taihu, China. Chin Sci Bull, 2016, 61(7): 759-770. [秦伯强, 杨桂军, 马健荣等. 太湖蓝藻水华“暴发” 的动态特征及其机制. 科学通报, 2016, 61(7): 759-770.] [2] Yang GS, Ma RH, Zhang L et al. Lake status, major problems and protection strategy in China. J Lake Sci, 2010, 22(6), 799-810. DOI:10.18307/2010.0601. [杨桂山, 马荣华, 张路等. 中国湖泊现状及面临的重大问题与保护策略. 湖泊科学, 2010, 22(6): 799-810.][3] Xie P. A review on the studies related to the effects of microcystins on human health. J Lake Sci, 2009, 21(5): 603-613. DOI:10.18307/2009.0501. [谢平. 微囊藻毒素对人类健康影响相关研究的回顾. 湖泊科学, 2009, 21(5): 603-613.][4] Xue QJ, Su XM, Xie LQ. Advances on cyanotoxin toxicology of zoobenthos. Acta Ecol Sin, 2015, 35(14): 4570-4578. [薛庆举, 苏小妹, 谢丽强. 蓝藻毒素对底栖动物的毒理学研究进展. 生态学报, 2015, 35(14): 4570-4578.][5] Van Apeldoorn ME, Van Egmond HP, Speijers GJ et al. Toxins of Cyanobacteria. Molecular Nutrition & Food Research, 2007, 51(1): 7-60.[6] Gupta N, Pant SC, Vijayaraghavan R et al. Comparative toxicity evaluation of cyanobacterial cyclic peptide toxin microcystin variants (LR, RR, YR) in mice. Toxicology, 2003, 188(2/3): 285-296.[7] Neilan BA, Pearson LA, Muenchhoff J et al. Environmental conditions that influence toxin biosynthesis in Cyanobacteria. Environmental Microbiology, 2013, 15(5): 1239-1253.[8] Xue Q, Steinman AD, Su X et al. Temporal dynamics of microcystins in Limnodrilus Hoffmeisteri, a dominant Oligochaete of hypereutrophic Lake Taihu, China. Environmental Pollution, 2016, 213: 585-593.[9] Rivasseau C, Martins S, Hennion MC. Determination of some physicochemical parameters of Microcystins (Cyanobacterial Toxins) and trace level analysis in environmental samples using liquid chromatography. Journal of Chromatography A, 1998, 799(1/2): 155-169.[10] Tai ND, Lam PKS, Shaw GR et al. Toxicology and risk assessment of freshwater Cyanobacterial (Blue-Green Algal) toxins in water. Reviews of Environmental Contamination & Toxicology, 2000, 163(163): 113.[11] Azevedo SM, Carmichael WW, Jochimsen EM et al. Human intoxication by Microcystins during renal dialysis treatment in Caruaru—Brazil. Toxicology, 2002, 181: 441-446.[12] Carmichael WW, Azevedo S, An JS et al. Human fatalities from cyanobacteria: Chemical and biological evidence for cyanotoxins. Environmental Health Perspectives, 2001, 109(7): 663.[13] Zhou XF, Dong ZH, Yu SZ. A study of influencing factors on high incidence of liver cancer in Taixing. China Cancer, 1999, 8(3): 350-351. [周学富, 董志辉, 俞顺章. 泰兴地区肝癌高发因素研究. 中国肿瘤, 1999, 8(3): 350-351.][14] Lu WG, Lin WY. Investigation on primary liver cancer mortality trends and the high-risk factors in 1969-1999 in Haimen．Med J Commun, 2001, 15(5): 469-470. [陆卫根, 林文尧. 海门市1969～1999年原发性肝癌死亡率趋势及高发因素的探讨. 交通医学, 2001, 15(5): 469-470.][15] Zhang Y, Lin S, Qian X et al. Temporal and spatial variability of chlorophyll a concentration in Lake Taihu using modis time-series data. Hydrobiologia, 2011, 661(1): 235-250.[16] Qin B, Li W, Zhu G et al. Cyanobacterial bloom management through integrated monitoring and forecasting in large shallow eutrophic Lake Taihu (China). Journal of Hazardous Materials, 2015, 287: 356-363.[17] Wang JJ, Yang J, Xian QM et al. Characteristic of microcystin distributions and its relationships with environmental factors in Lake Taihu. J Lake Sci, 2011, 23(4): 513-519. DOI:10.18307/2011.0404. [王经结, 杨佳, 鲜啟鸣等. 太湖微囊藻毒素时空分布特征及与环境因子的关系. 湖泊科学, 2011, 23(4): 513-519.][18] Su X, Xue Q, Steinman A et al. Spatiotemporal dynamics of Microcystin variants and relationships with environmental parameters in Lake Taihu, China. Toxins, 2015, 7(8): 3224.[19] Huang XC, Luo HD, Huang PZ et al. Current status of microcystin contamination in source water and finished water and its environmental factors in China. J Environ Hyg, 2014, 4(5): 494-498. [黄晓淳, 骆和东, 黄培枝等. 我国水源水及饮用水中微囊藻毒素的污染现状及影响因素研究. 环境卫生学杂志, 2014, 4(5): 494-498.][20] Jin XC, Tu QY eds. Standards of eutrophication survey in lake. The second edition. Beijing: China Environmental Science Press, 1990. [金相灿, 屠清瑛. 湖泊富营养化调查规范: 第二版. 北京: 中国环境科学出版社, 1990.][21] Chen YW, Chen KM, Hu YH. Discussion on possible error for phytoplankton chlorophyll-a concentration analysis using hot-ethanol extraction method. J Lake Sci, 2006, 18(5): 550-552. DOI:10.18307/2006.0519. [陈宇炜, 陈开宁, 胡耀辉. 浮游植物叶绿素a测定的“热乙醇法”及其测定误差的探讨. 湖泊科学, 2006, 18(5): 550-552.][22] Wang C, Peng T, Lü YB et al. Survey and preliminary health risk assessment of drinking water and water resources in a city of Jiangnan. Envion Chem, 2014, 33(7): 1237-1238. [王超, 彭涛, 吕怡兵等. 江南某城市饮用水及其水源水中微囊藻毒素调查及初步健康风险评价. 环境化学, 2014, 33(7): 1237-1238.][23] You HH, Xiao B, Zhang YP et al. Assenment of human health risk about trihalomethanes in drinking water of a certain district in Foshan. Contemp Med, 2011,17(23): 156-158. [尤汉虎, 肖兵, 张艳萍等. 佛山某区饮用水三卤甲烷健康风险评价. 当代医学, 2011, 17(23): 156-158.][24] Kenefick S, Hrudey S, Peterson H et al. Toxin release from Microcystis aeruginosaafter chemical treatment. Water Science and Technology, 1993, 27(3/4): 433-440.[25] Tang CJ. Microcystins and derivative volatile organic surfocompound in Gonghu Bay, Lake Taihu[Dissertation]. Shanghai: East China Normal University, 2010. [唐承佳. 太湖贡湖湾水源地微囊藻毒素和含硫衍生污染物研究[学位论文]. 上海: 华东师范大学, 2010.][26] Gao ZM, Zhao ZH, Zhang B et al. Seasonal variation of microcystins concentration and influencing factors in Meiliang Bay, Lake Taihu. Ecol Environ Sci, 2011, 20(6/7): 1063-1067. [高振美, 赵中华, 张波等. 太湖梅梁湾水体微囊藻毒素含量的季节变化特征及其影响因素研究. 生态环境学报, 2011, 20(6/7): 1063-1067.][27] Mao JY. Otherness of distribution characteristics and main impact factors of microcystins in typical eutrophication lakes[Dissertation]. Chengdu: Southwest Jiaotong University, 2012. [毛敬英. 典型富营养化湖泊微囊藻毒素分布特征及主要影响因子差异性分析[学位论文]. 成都: 西南交通大学, 2012.][28] Xiao XF, Li WQ, Liu N et al. The harm and control of the cyanobacteria toxin in eutrophication water. J China Inst Water Resour Hydropower Res, 2005, 3(2): 116-123. [肖兴富, 李文奇, 刘娜等. 富营养化水体中蓝藻毒素的危害及其控制. 中国水利水电科学研究院学报, 2005, 3(2): 116-123.][29] Liu C. Study on the content of microcystins in the water source of Shanghai and the optimal removal mathods[Dissertation]. Shanghai: Tongji University, 2007. [刘成. 微囊藻毒素在上海市水源地的分布状况及去除研究[学位论文]. 上海: 同济大学, 2007.][30] Xu HP, Yang GJ, Zhou J et al. Effect of nitrogen and phosphorus concentration on colony growth of Microcystis flos-aquae in Lake Taihu. J Lake Sci, 2014, 26(2): 213-220. DOI:10.18307/2014.0207. [许慧萍, 杨桂军, 周健等. 氮、磷浓度对太湖水华微囊藻(Microcystis flos-aquae)群体生长的影响. 湖泊科学, 2014, 26(2): 213-220.][31] Rinta-Kanto JM, Konopko EA, DeBruyn JM et al. Lake Erie Microcystis: Relationship between Microcystin production, dynamics of genotypes and environmental parametersin a large lake. Harmful Algae, 2009, 8(5): 665-673.[32] Lee TA, Rollwagen-Bollens G, Bollens SM et al. Environmental influence on cyanobacteria abundance and microcystin toxin production in a shallow temperate lake. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015, 114: 318-325.[33] Sivonen K. Effects of light, temperature, nitrate, orthophosphate, and bacteria on growth of and hepatotoxin production by Oscillatoria agardhii strains. Applied and Environmental Microbiology, 1990, 56(9): 2658-2666.[34] Utkilen H, Gjølme N. Iron-stimulated toxin production in Microcystis aeruginosa. Applied and Environmental Microbiology, 1995, 61(2): 797-800.[35] Yu SZ, Zhao N, Zi XL et al. The relationship cyanotoxin (Microcystin, MC) in pond-ditch water and primary liver cancer in China. Chin J Oncol, 2001, 23(2): 96-99. [俞顺章, 赵宁, 资晓林等. 饮水中微囊藻毒素与我国原发性肝癌关系的研究. 中华肿瘤杂志, 2001, 23(2): 96-99.][36] Liao J, Nong QQ, Hu XM et al. Serum microcystin-LR level and influencing factors in local residents of a high risk area of hepatocellular carcinoma in Guangxi. J Environ Health, 2016, 33(11): 1003-1006. [廖娟, 农清清, 胡新梅等. 广西肝癌高发区人群血清微囊藻毒素-LR水平及影响因素分析. 环境与健康杂志, 2016, 33(11): 1003-1006.]。
单酚及多酚污染物体系对青海弧菌Q67的毒性作用研究的开题报告
单酚及多酚污染物体系对青海弧菌Q67的毒性作用研究的开题报告一、研究背景与意义单酚及多酚污染物是现代工业生产和城市环境中常见的污染源之一，对生态环境和人类健康造成了极大的威胁。
青海弧菌是一种常见的水生细菌，被认为是一种重要的水质指示菌，其在水生态系统中的分布和生态功能受到了广泛关注。
然而，目前对于青海弧菌对于单酚及多酚污染物体系的毒性作用研究还存在较大的空白，因此有必要对此进行深入探究。
二、研究内容与方法本研究将选取广泛分布于自然水体中的青海弧菌Q67作为研究对象，模拟实验体系中将加入不同浓度的单酚及多酚污染物，研究其对青海弧菌Q67细胞增殖、代谢、膜结构和DNA含量等影响，探究单酚及多酚污染物对青海弧菌Q67的毒性作用。
具体方法如下：1. 筛选合适的实验条件和实验细胞首先在自然水体中分离出青海弧菌Q67细胞，经过胶状培养和稳定保藏，筛选适宜的实验条件和实验细胞，确定其形态学特征和生长特性。
2. 确定单酚及多酚污染物体系的加入浓度在实验前通过文献调研和实验筛选，确定单酚及多酚污染物的加入浓度，保证细胞的生长和代谢，避免浓度过高造成严重毒性。
3. 毒性作用的评估和分析使用常规细胞生理生化实验方法检测青海弧菌Q67在单酚及多酚污染物体系中的代谢能力和生长状态，并通过细胞膜渗透性实验、DNA含量检测等方法，评估污染物对于青海弧菌Q67的毒性作用。
4. 数据处理和分析通过对实验结果的统计和分析，得出单酚及多酚污染物对于青海弧菌Q67的毒性作用程度及其可能的毒性机制。
三、预期成果与意义通过以上研究，可以深入探讨单酚及多酚污染物对青海弧菌Q67及水生生态系统的影响，为环境监测和管理提供科学依据；同时也为青海弧菌研究提供新的视角和思路，推动此领域的发展。
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源水中微囊藻毒素与异味化合物的急性毒性常规监测。在 水质的急性毒性测试中，研究较多的是重金属和持久性污染 物，而对富营养化水体中微囊藻毒素与异味化合物ቤተ መጻሕፍቲ ባይዱ生物毒 性的研究鲜见报道［6 －7］。
微囊藻毒素-LR 是藻毒素中分布最广、毒性最强的生物 毒素，以微囊藻毒素-LR 作为单一污染物进行抑制发光试验 具有典型的代表性。笔者基于微囊藻毒素标准品溶液和水 源地水样中溶解态微囊藻毒素建立微囊藻毒素急性生物毒 性测试方法，研究了适合于太湖贡湖湾水源地水质的快速诊 断方法。 1 材料与方法 1． 1 样品、试剂及仪器 水样采自太湖贡湖锡东水厂取水 口（ 太湖蓝藻消减示范工程区，见图 1） 的表层水样（ 距表层 50 cm） ，置于 4 ℃ 保温箱中，2 h 内运回实验室，过 0． 45 μm 滤膜后，4 ℃ 避光保存待测。淡水发光细菌 － 青海弧菌（ Vibrio qinghaiensis sp． nov） Q67 冻干粉由华东师范大学环境科学 系提供。
20 世纪 70 年代，Bulich（ 1979） 设计了一种以发光细菌 （ photobacterium） 冻干制剂为基础的仪器来测定水体污染物 毒性，该方法被命名为 Microtox@ 水质毒性诊断方法［1］。随 着 Microtox@ 水质急性毒性测试标准的制定，明亮发光杆菌 T3 （ Ptotobacterium phosphoreum T3 ） 几十年来一直作为国际推 荐使用的监测菌种。但由于明亮发光杆菌 T3 是一种海洋生 物，正常发光需要 3． 0% NaCl 的存在，这宜于对海洋污染的 毒性测试。而对于淡水如饮用水水质毒性检测，需调节水样 的盐度才 能 满 足 其 发 光 测 试 条 件。同 时，调 节 水 体 的 盐 度 时，高浓度 Cl － 往往会掩盖被测污染物的毒性［2］。
μg / L，WHO 推荐的 TDI 值也仅为 1． 0 μg / L，当水体中微囊藻
图 2 不同浓度 MC-LR 溶液对青海弧菌 Q67 的抑光率
Fig． 2 The inhibitory effect rate to luminescent bacteria Vibrio
qinghaiensis sp-Q67 caused by gradient-concentration of
1985 年朱文杰教授从青海鳇鱼体表分离出的淡水发光 菌青海弧菌 Q67（ Vibrio qinghaiensis sp． nov． ） 具有在淡水体 系中正常发光的特点，经过多年的淡水环境样品污染物的急 性生物毒性测试研究表明，完全可以弥补传统海水发光菌的 不足［3］。
微囊藻毒素已经成为热带和亚热带湖泊、水库水源地蓝 藻水华水体的主要污染物，对水体环境和人类健康造成极大 的威胁［4］。为了快速、简洁指示供水水质的综合毒性，应用 Microtox@ 方法对蓝藻水华水体进行生物急性毒性快速诊断， 将逐渐被广泛采用［5］。在以地表水为饮用水源的太湖湖区， 对蓝藻水体的生物毒性进行快速诊断，可成为实时建议自来 水厂是否启动藻毒素特殊处理工艺的最佳途径。
2007 年初夏的“无锡水危机”事件警示必须加强饮用水
基金项目 作者简介 鸣谢
收稿日期
国家科技支 撑 计 划 专 题“水 源 地 取 水 口 蓝 藻 毒 素 以 及 衍 生 污染物监测”（ 2007BAC26B02-M） 。 唐承佳（ 1973 － ） ，男，湖南新邵人，讲师，博士，从事水环境 与水资 源研究。* 通讯作者，教授，博士，博士生导 师，Email： Chenzhl@ ecnu． edu． cn。 华东师范大 学 资 源 与 环 境 科 学 学 院 徐 亚 同 教 授、朱 文 杰 教 授等提供青海弧菌冻干粉以及滨松光子发光检测仪。孙月 娣硕士、杨洁硕士协助完成青海弧菌 Q67 急性毒性测试工 作。在此表示感谢！ 2011-05-20
安徽农业科学，Journal of Anhui Agri． Sci． 2011，39（ 27） ： 16739 － 16742，16784
责任编辑 周婷婷 责任校对 李岩
太湖贡湖湾水源地水质青海弧菌 Q67 急性毒性测试
唐承佳1，2 ，陈振楼2* ，王东启2
海 200062）
（ 1． 山东省枣庄学院旅游与资源环境系，山东枣庄 277160； 2． 华东师范大学资源与环境科学学院，上
微囊藻毒素-LR 单一污染物的抑制发光测试结果表明， 微囊藻毒素-LR 浓度在 0． 025 ～ 625． 000 μg / L 浓度范围内， MC-LR 对青海弧菌 Q67 的发光抑制率在 0 ～ 20% 范围内波 动，并且相对抑光率与浓度之间的相关性较差（ 图 2） 。
MC-LR 对青海弧菌 Q67 浓度 － 抑光效应曲线符合指数 增长规律，其拟合方程为：
MC-LR
Y = 169． 95 －
161． 01
x － 8． 34
（
R2
= 0． 939）
1 + exp 0． 709
其中，x 为 LN（ MC-LR 浓度） ，Y 为抑光率。
内插法求出相对抑光率为 50% 时所对应的 MC-LR 浓
度，即为 MC-LR 的发光细菌 Q67 半数发光抑制浓度（ EC50 ） 。 MC-LR EC50（ 20 min） = 1． 96 mg / L 天然 水 体 中 微 囊 藻 毒 素 MC-LR 浓 度 一 般 小 于 0． 1
16740
安徽农业科学
测定条件为： 低背景管； 10 s 计数； 自动背景扣除。毒性 测试在 22 ℃ 恒温室中进行。
根据试验测得的 RLU（ Relative Light Units） ，计算样品的 相对发光抑制率：
相对抑制率（ % ） = （ 1 － 试样的 RLU/ 对照的 RLU） ×100 以样品的 logГ 浓度的对数作图，根据文献［8］求出样品 的 EC50 值，即半数效应浓度。
MC-LR 标准品购于德国 CNW 公司，微囊藻毒素-LR 淡 水发光细菌急性生物毒性测试的浓度设置为 15 个浓度度， 即 0． 01、0． 02、0． 05、0． 10、0． 20、0． 50、1． 00、2． 00、5． 00、10． 00、 20． 00、50． 00、100． 00、200． 00、500． 00 μg / kg。
摘要 ［目的］研究适用于微囊藻毒素污染的太湖贡湖湾水源地水质急性生物毒性诊断方法。［方法］基于淡水发光菌青海弧菌 Q67 急 性毒性试验，以微囊藻毒素-LR 溶液进行青海弧菌单一污染物的抑制发光测试； 同时测量太湖贡湖湾水源地各采样点水质生物急性毒 性效应值和对应的溶解态微囊藻毒素含量。［结果］结果表明微囊藻毒素-LR 的 EC50 为 1． 96 mg / L。水体中溶解态微囊藻毒素与 Q67 急 性毒性效应有较好的相关性，相关系数达 0． 643（ P ＜ 0． 01） 。［结论］该水质急性毒性诊断方法是可行的。 关键词 微囊藻毒素； 青海弧菌 Q67； 生物急性毒性测试 中图分类号 X 524 文献标识码 A 文章编号 0517 － 6611（ 2011） 27 － 16739 － 04
2011 年
图 1 太湖贡湖湾地理位置和采样点分布 Fig． 1 Geographic location of Gonghu Bay in Lake Taihu and
the sampling sites
2 结果与分析 2． 1 单一标准品微囊藻毒素青海弧菌 Q67 急性毒性测试 根据天然水体中微囊藻毒素的可能浓度（ 0． 001 ～ 200 μg / L） 和 MC-LR 的可能 EC50 浓度，将 0． 5 mg MC-LR 标准品用含有 0． 85% NaCl 的模拟湖水定容至 50 ml，配成浓度为 10 mg / L 的 MC-LR 母液，用 0． 85% NaCl 的将母液稀释为 0． 01、0． 02、 0． 05、0． 10、0． 20、0． 50、1． 00、2． 00、5． 00、10． 00、20． 00、50． 00、 100． 00、200． 00、500． 00 μg / kg 的 MC-LR 标准溶液，Q67 急性 毒性测试时取 2． 0 ml 加入平底低背景值玻璃管中，以 2． 0 ml 0． 85% NaCl 去离子水溶液做空白对照。每个浓度梯度设 3 个平行。将复苏 10 min 的 Q67 冻干粉悬浮菌液稀释至最佳 测试浓度，磁力搅拌均匀后，取 0． 05 ml 于各测试玻璃管中， 充分振荡，在不同暴露时间（ 以 20 min 为主） 用生物毒性测 试仪测定发光强度。3 个平行样的发光强度测定值的标准偏 差应低于 10% 。
发光率测试仪器选用北京滨松光子技术股份有限公司 的 BHP9511 型水质毒性快速检测仪。 1． 2 方法 测试水样经 0． 45 μm 纤维滤膜减压过滤，用优 级纯 NaCl 调节样品的盐度至 0． 85% （ 为青海弧菌的最适宜 生理发光盐度） ，每个水样做 3 个平行。
微囊藻毒素标准品试验前用去离子水稀释，配成 15 个 浓度梯度，盐度调节至 0． 85% NaCl。分别取 2． 0 ml 加入化 学 / 生物发光仪的低背景管中，每个稀释度做 3 个平行，以含 0． 85% NaCl 去离子水溶液为对照，加 0． 05 ml 冻干粉复苏菌 悬液到样品管中，混匀后恒温 15 min，测定相对发光强度。
The Acute Toxicity Test with Vibrio Qinghaiensis sp Q67 on the Quality of the Water Source for Gonghu Bay，Lake Taihu TANG Cheng-jia et al （ Department of Environmental Geology，Yunnan State Land Resources Vocational College，Kunming，Yunnan 650217） Abstract ［Objective］ The aim was to study the acute toxicity test on the quality of the microcystin contamination of water in Taihu Gonghu bay． ［Method］Based on the acute toxicity test with Vibrio qinghaiensis sp Q67，the test of inhibition light emission with microcystin-LR solution for Vibrio qinghaiensis sp Q67 was researched． In the meantime the acute toxicity values of water and the content of dissolved microcystins were detected． ［Result］ The results showed that the EC50 of MC-LR on Vibrio qinghaiensis sp Q67 was 1． 96 mg / L． The correlation of average concentration of dissolved MCs and the acute toxic effects of Vibrio qinghaiensis sp Q67 was obvious in each sampling sites，and the correlation coefficient is 0． 643（ P ＜ 0． 01） ． ［Conclusion］ The rapid diagnostic method of acute toxicity test was feasible． Key words Mirosytins； Vibrio qinghaiensis sp Q67； The acute toxicity test