石慧，馮承蓮，黃虹，吳豐昌

1.中國環(huán)境科學研究院環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京100012

2.南昌大學資源環(huán)境與化工學院，南昌330031

鋁對水生生物的毒性與硬度的相關(guān)關(guān)系探討

石慧1,2，馮承蓮1,*，黃虹2，吳豐昌1

1.中國環(huán)境科學研究院環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京100012

2.南昌大學資源環(huán)境與化工學院，南昌330031

鋁是一種金屬元素,生物體內(nèi)鋁的含量很少。但鋁在工業(yè)上的應用非常廣泛,導致鋁在水體、土壤以及各種水生及陸生動植物體內(nèi)的含量不斷升高,對生物體健康產(chǎn)生了一定風險。為了深入了解鋁對我國水生生物的影響和生態(tài)風險,開展鋁對水生生物毒性效應的研究工作是十分必要的。水體硬度對鋁的生物毒性存在一定影響,但目前相關(guān)研究較少。本文以我國淡水生態(tài)系統(tǒng)為保護對象,收集和篩選了鋁對淡水水生生物的毒性數(shù)據(jù),同時對硬度與鋁的毒性效應之間的關(guān)系進行了分析,結(jié)果顯示鋁對水生生物的毒性隨水體硬度增加而降低,鋁毒性與硬度相關(guān)關(guān)系的斜率為0.5600。通過硬度校正,采用物種敏感度分布法獲得硬度為50mg·L-1時我國鋁的短期基準值和長期基準值分別為294μg·L-1和24μg·L-1。研究結(jié)果可為鋁的生態(tài)風險評估和污染控制提供理論基礎

鋁；水質(zhì)基準；硬度校正；物種敏感度分布法；影響因素

鋁是一種活潑的兩性金屬元素,也是地殼中含量最高的金屬元素。在自然環(huán)境中,鋁主要以鐵礬石、水晶石等難溶的硅酸鹽形式存在。天然水體中鋁的含量很低,但是采礦、冶煉、化工、制藥等行業(yè)大量排放含鋁廢水廢渣會造成水體鋁污染；使用含鋁的凈化劑處理的水中鋁的含量也會明顯增加；酸雨以及酸性廢水的排放也可使淡水、空氣和土壤中鋁的含量升高。鋁在生物體內(nèi)有富集作用,達到一定濃度會影響生物體對鈣的吸收和積累,導致生物體內(nèi)一系列相關(guān)功能酶失活[1]。正常成人體內(nèi)的鋁含量在100mg左右[2]。人體攝入的鋁主要來自飲食,正常成人每天從飲食中攝入的鋁約為45mg,其中僅有不到1%能被人體吸收[3]。自20世紀70年代中期以來,臨床上發(fā)現(xiàn)鋁與早老性癡呆、帕金森氏癡呆綜合癥和透析性腦病等神經(jīng)性疾病、骨軟化癥以及小細胞性貧血等疾病有關(guān)[4]。過量的鋁還會干擾人體內(nèi)的代謝作用,長期緩慢地對人體的健康造成危害,影響記憶能力[5]。一定濃度的鋁可抑制植物對鈣、鎂、磷等離子的吸收、影響植物的有絲分裂和根系生長[6]。

水中離子態(tài)鋁含量高于0.2mg·L-1～0.5mg·L-1,即可使鮭魚致死；沉淀的氫氧化鋁能引起鮭魚的慢性中毒,且在未污染水體中其解毒過程也比較緩慢[7]。2014年英國水文與生態(tài)中心的研究人員評估了金屬對水生生物的潛在危害程度,鋁位居第二,其對水生有機體的潛在危害風險程度僅次于銅[8]。國外關(guān)于鋁對水生生物的毒害事件多有報道[9-11]。國內(nèi)學者對鋁的植物毒性已有一定的研究,但對鋁的淡水水生生物毒性效應關(guān)注較少,導致我國鋁的水質(zhì)標準的制定缺乏相應的科學依據(jù)。因此,研究鋁對水生生物的毒性效應是十分必要的。本研究通過調(diào)查鋁對淡水水生生物的毒性效應,結(jié)合我國淡水水生生物區(qū)系特征,分析了硬度與鋁對水生生物毒性效應的相關(guān)關(guān)系,并得出了我國鋁的保護淡水水生生物的水質(zhì)基準。

1 研究方法(Methodology)

1.1 水質(zhì)基準的研究方法

目前國際上常用的水生生物基準的研究方法有評價因子法、毒性百分數(shù)排序法和物種敏感度分布法。評價因子法是加拿大、歐盟等推導水生生物基準的常用方法,也是世界上最早用于推導水質(zhì)基準的方法。該方法簡單易行,在毒性數(shù)據(jù)較少時,優(yōu)勢較為明顯[12]。毒性百分數(shù)排序法是美國環(huán)保局推導水質(zhì)基準的標準方法,它的有效性在某種程度上強烈依賴于敏感生物的毒性值[12]。物種敏感度分布法起源于20世紀80年代,是利用毒理學數(shù)據(jù)擬合出物種敏感性概率分布曲線,外推后獲得基準值。該方法能充分利用所獲取的毒性數(shù)據(jù),對有限物種的可接受效應水平可以代表整個生態(tài)系統(tǒng)[13]。本研究以物種敏感度分布法計算鋁的基準值并以短期危害濃度(short term hazardous concentration,STHCX)和長期危害濃度(long term hazardous concentration,LTHCX)來表征,x表示受影響物種的百分比,一般取值為5[14], STHC5、LTHC5即為保護95%的物種所對應的急性和慢性濃度。采用的數(shù)據(jù)處理工具為Origin8.5。

1.2 數(shù)據(jù)來源與篩選

通過文獻調(diào)研及毒理學數(shù)據(jù)庫查找(http://www. epa.gov/ecotox/),經(jīng)篩選后獲得鋁對中國代表物種的毒理學數(shù)據(jù)。數(shù)據(jù)篩選要求如下:(1)化學性質(zhì)不穩(wěn)定的物質(zhì)污染物只能使用流水實驗得出的數(shù)據(jù),化學性質(zhì)穩(wěn)定的物質(zhì)最好使用流水實驗得出的數(shù)據(jù)。(2)實驗中必須有與實驗組的實驗條件完全一致的對照組,若對照組中物種異常死亡或表現(xiàn)出脅迫、疾病癥狀,則該實驗得出的結(jié)果不能使用。(3)在實驗開始和結(jié)束時必須測定目標污染物的濃度,并保持目標污染物的濃度不變。(4)嚴格控制實驗過程中的各項理化參數(shù):實驗溫度需維持在受試物種的最適生長范圍內(nèi),溶解氧濃度應是其飽和濃度的60%～105%,顆粒物濃度≤20mg·L-1,總有機碳≤5mg·L-1。(5)不能使用以去離子水或蒸餾水作為實驗用水的實驗所得出的數(shù)據(jù)。(6)使用同一物種所做的急性/慢性毒性數(shù)實驗,如果得出的急性/慢性值相差10倍以上,需要將邊界外的值剔除。(7)不能使用以單細胞生物作為受試物種的實驗數(shù)據(jù)來推導基準。(8)急性毒性實驗的效應終點應為LC50或EC50,慢性毒性實驗的終點應為最大無觀察效應濃度(no observed effect concentration,NOEC)或最低觀察效應濃度(lowest observed effect concentration,LOEC),如果針對同一受體且曝露終點相同的數(shù)據(jù)則選用這些數(shù)據(jù)的幾何均值。

續(xù)表1

續(xù)表1

表2 鋁對淡水動植物的慢性毒性Table 2 Chronic toxicity of Al to freshwater animals and plants

圖1 水體硬度對鋁急性毒性的影響Fig.1 Effects of water hardness on acute toxicity of Al

根據(jù)推導水質(zhì)基準的物種篩選原則,剔除國外特有的物種,保留我國淡水生物區(qū)系的代表物種或是已在國內(nèi)廣泛分布的引進物種。篩選毒性數(shù)據(jù),同時用硬度對其進行校正和歸一化。本研究在篩選用于擬合硬度斜率曲線的數(shù)據(jù)時參照美國環(huán)境保護局推薦鎘基準技術(shù)文件[15]中選擇硬度數(shù)據(jù)的2個原則:①實驗用水的高硬度值高出低硬度值至少100mg·L-1；②高硬度值至少等于低硬度值的3倍。

2 結(jié)果(Results)

經(jīng)過篩選,共獲得鋁對水生動物急性毒性數(shù)據(jù)共6門25科30屬32物種(表1),水生動植物慢性毒性數(shù)據(jù)共計4門8科11屬11種(表2)。其中魚類為主,浮游植物、底棲動物和兩棲動物為輔,基本涵蓋了中國水生生態(tài)系統(tǒng)的主要物種。

2.1 水體硬度對鋁毒性的影響

經(jīng)過篩選,符合用于擬合鋁毒性與硬度相關(guān)關(guān)系的物種有虹鱒、模糊網(wǎng)紋蚤、大型溞和麥克利蚤。對4個物種的毒性數(shù)據(jù)分別進行硬度和毒性值的回歸分析,結(jié)果如圖1所示。由圖可見,鋁對虹鱒、模糊網(wǎng)紋蚤、大型溞和麥克利蚤的急性毒性都隨著水體硬度的增加而降低。

圖2 水體硬度對鋁毒性影響的回歸分析Fig.2 Regression analysis on the effect of water hardness to aluminum toxicity

圖3 模型擬合的鋁的急性物種敏感度分布曲線Fig.3 Simulation of acute species sensitivity distribution curves for freshwater life exposed to Al

圖4 模型擬合的鋁的慢性物種敏感度分布曲線Fig.4 Simulation of chronic species sensitivity distribution curves for freshwater life exposed to Al

對虹鱒、模糊網(wǎng)紋蚤、大型溞和麥克利蚤4個物種共計12組數(shù)據(jù)進行回歸分析,結(jié)果如圖2所示,回歸方程為:lnLC50=0.55995,lnH+6.7312(R2=0.5308),硬度斜率為0.55995,保留4個有效數(shù)字后取值為0.5600。本研究中收集到的數(shù)據(jù)硬度范圍為1mg·L-1～300mg·L-1,均值約為50mg·L-1,利用得出的急性硬度斜率將急性毒性值調(diào)整至水體硬度為50mg·L-1,計算種平均急性值(species mean acute value,SMAV)。

2.2 鋁的淡水水生生物基準

對鋁的急性和慢性毒性數(shù)據(jù)進行曲線擬合。急性毒性數(shù)據(jù)的擬合結(jié)果中模型Logistic1中靠近累積概率5%的數(shù)據(jù)點與擬合曲線的重合度較高,模型的決定系數(shù)也最高(R2=0.9846),且模型僅有3個參數(shù)穩(wěn)健度最好；慢性毒性數(shù)據(jù)的擬合結(jié)果中Exp-Grow1模型(R2=0.9298)擬合度并非最高但其他模型無法推導出HC5值,因此急性和慢性數(shù)據(jù)的最佳擬合模型分別為Logistic1和ExpGrow1。

其中,y為毒性數(shù)據(jù)的累積概率,x為種平均急性值的對數(shù)值,a、k、x0、t、c0為公式自帶參數(shù),無實際意義。由模型計算出的STHC5為588.37μg·L-1,LTHC5為48.47μg·L-1。

式中AF為評價因子,一般取值1～5,與推導HC5的不確定性有關(guān)[45]。該評價因子的選擇需要考慮數(shù)據(jù)質(zhì)量、毒性終點的選擇、數(shù)據(jù)所包含物種的多樣性和代表性、污染物的作用機制、統(tǒng)計過程的不確定性等。目前還沒有有效方法來定量這些不確定性,美國環(huán)保局在制定保護水生生物水質(zhì)基準指南中,推薦AF取值為2[44],Patrick等[45]在研究鋅的基準時,AF取值為2。本研究中鋁與鋅的性質(zhì)相近,故本文中的AF參照已有研究取值為2。

圖5 不同硬度下鋁的急性、慢性物種敏感度分布曲線Fig.5 Acute and chronic species sensitivity distribution curves of Al at different hardness levels

對硬度校正前后的鋁的急慢性毒性數(shù)據(jù)進行線性擬合后發(fā)現(xiàn)硬度校正后的STHC5和LTHC5比硬度校正前大(表3),且硬度越大相應的 STHC5和LTHC5值也越大。

3 討論(Discussion)

3.1 影響鋁生物毒性的主要因素

較高的水硬度對鋁的毒性有緩解作用[47-48]。硬度較小水體中鋁對泥鰍的毒性明顯大于硬度較大水體[49]。弱堿性條件下鋁在硬度(以CaCO3表征)115.8mg·L-1的水中對虹鱒魚的毒性比硬度83.6mg·L-1的水中毒性大[23]。在酸性水體中鋁會抑制魚對鈣的吸收和積累[50],增大水體的硬度可以降低這種抑制作用對魚的影響。其作用機理可能為:Ca2+是與魚類上皮細胞緊密連接的鰓膜穩(wěn)定劑,對調(diào)整離子滲透壓平衡有重要作用,鈣和其他二價三價金屬離子之間對魚鰓結(jié)合位點的競爭會影響魚對金屬離子的吸收以及金屬離子對魚的毒性[10],鈣可以減少由溶解態(tài)鋁引起的離子損失,從而降低鋁對魚的生物毒性[23]。在慢性毒性實驗中,增大硬度可以降低鋁的致死率但是不能保護魚的生長不受鋁的影響,原因可能是含鋁的聚合物影響了魚鰓的呼吸功能[10]。本研究中的數(shù)據(jù)分析圖顯示硬度可以降低鋁對網(wǎng)紋水蚤、大型溞等生物的毒性作用,美國在制定鋁的推薦水質(zhì)基準文件[24]時也指出,在pH和硬度較高時鋁的毒性顯著降低,因此量化硬度與鋁毒性濃度之間的關(guān)系并對毒性數(shù)據(jù)進行硬度校正可以更準確計算鋁的水生生物基準。

除了硬度對鋁的毒性有顯著影響之外,其他一些因素如:pH、有機碳含量等也會對鋁的毒性產(chǎn)生一定的影響。鋁的毒理學效應與其化學形態(tài)密切相關(guān)[51],鋁的主要毒性形態(tài)是 Al3+和羥基絡合態(tài)的Al(OH)2+、Al(OH)+2、Al(OH)-4,且無機鋁的毒性比有機鋁大,Al3+比羥基絡合態(tài)鋁毒性大[10]。鋁的化學形態(tài)以及各形態(tài)的濃度隨水體pH以及有機碳含量的變化而改變,因而水質(zhì)參數(shù)pH、有機碳含量對鋁的生物毒性會產(chǎn)生一定影響。然而前人關(guān)于弱堿性環(huán)境中pH對鋁的生物毒性影響的研究中出現(xiàn)了完全相反的結(jié)論[52-53],Melanie等[36]的研究顯示在 pH 5.0、DOC 2mg·L-1～10mg·L-1的范圍內(nèi),鋁對綠水螅、小球藻和麥克利蚤的毒性隨DOC增大而減小,而本研究中收集到的數(shù)據(jù)有限,不足以準確分析出pH和DOC與鋁毒性濃度之間的相關(guān)性。因此,在本研究中計算鋁的水生生物水質(zhì)基準時未考慮pH和DOC的影響,在今后鋁的基準研究中需要進一步修正。

3.2 本文建議的基準值與美國推薦鋁的水質(zhì)基準值比較

2009年美國環(huán)境保護局推薦水質(zhì)基準[24]將鋁作為非優(yōu)控污染物,給出鋁的淡水水生生物基準最大濃度(CMC)為750μg·L-1基準連續(xù)濃度(CCC)為87μg·L-1。本研究中得到的中國鋁的短期基準值為294μg·L-1比美國2009年發(fā)布的鋁的CMC值750μg·L-1小,但同在一個數(shù)量級內(nèi),本研究得出的鋁的長期基準值為24μg·L-1比美國的CCC值87μg·L-1小,也在同一數(shù)量級內(nèi)。分析本研究的得到出的鋁的基準值比美國推薦水質(zhì)基準值小原因可能如下:

美國采用的是毒性百分比排序法計算水質(zhì)基準,而本研究采用的是物種敏感度分布法通過模型擬合毒性數(shù)據(jù)的分布規(guī)律,選擇最佳擬擬合模型外推得到鋁的基準值更能體現(xiàn)毒性數(shù)據(jù)總體分布特征。將本研究中的急性毒性數(shù)據(jù)硬度校正至50mg·L-1后運用用毒性百分比排序法計算出的短期基準值相對物種敏感度分布法求出的基準值明顯偏小,在一定程度上存在“過保護”的問題。

表3 鋁的急、慢性毒性硬度校正前后比較Table 3 Comparison of acute and chronic toxicity of Al before and after the hardness correction

表4 鋁的淡水水生生物基準對比Table 4 Comparison of freshwater aquatic organism criteria of Al

美國的鋁水質(zhì)基準所采用的數(shù)據(jù)為1974年～1984年之間的,而本研究中收集到的毒理學實驗數(shù)據(jù)截止至2014年8月,兩國淡水水生生物區(qū)系和敏感度物種的不同以及新的敏感型物種如輪蟲、線蟲等實驗數(shù)據(jù)的出現(xiàn)都導致鋁的淡水水質(zhì)基準出現(xiàn)差異。另外美國計算鋁的水質(zhì)基準時未對硬度對鋁毒性的關(guān)系量化,本研究則將鋁的急性毒性數(shù)據(jù)校正至硬度為50mg·L-1。

美國僅收集到3個物種的鋁的淡水水生動物慢性數(shù)據(jù),不足以直接推導長期基準值,用于推導長期基準值的最終慢性值是根據(jù)急慢性比在最終急性值的基礎上計算出的。而本研究獲得的鋁的慢性數(shù)據(jù)符合物種敏感度擬合的數(shù)據(jù)要求,長期基準值是模型擬合得出的。

結(jié)論如下:1)用虹鱒、模糊網(wǎng)紋蚤、麥克利蚤和大型溞等生物進行硬度校正,得出鋁的毒性隨著硬度升高而降低,對我國淡水水生生物鋁毒性與硬度相關(guān)關(guān)系的斜率為0.5600。

2)通過硬度校正,得出硬度為50mg·L-1時,我國保護淡水水生生物鋁的短期基準濃度和長期基準濃度分別為294μg·L-1和24μg·L-1。

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The Correlation Discussion between Aluminum Toxicity to Aquatic Organisms and Water Hardness

Shi Hui1,2,Feng Chenglian1,*,Huang Hong2,Wu Fengchang1
1.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Beijing 100012,China
2.Resources Environment and Chemical College,Nanchang University,Nanchang 330031,China

14 May 2015 accepted 30 July 2015

Known as metal elements,aluminium(Al)is very little in organisms.But the wide use of Al in industry has led to high vivo residual Al in water,soil and all kinds of aquatic and terrestrial plants and animals,which has a certain risk on the health of organism.In order to have a thorough understanding of the effect characteristics of Al to the aquatic toxicity and the ecological risk in China,it is necessary to conduct a research about the effects of Al toxicity to aquatic organisms.Water hardness has influence on toxicity of Al,but relavent research is relatively few at present.This article takes the freshwater ecosystems as protection target,collect and screen the toxicological data of Al to aquatic organisms,analyze the relationship between hardness and the toxic effect of Al.The results showed that the Al toxicity to aquatic organisms decreased with the increase of water hardness,the slope of rela-tionship between toxicity of Al and hardness is 0.5600.Through hardness correction,the species sensitivity distribution method was adopted to deduce the short term criteria and long term criteria for Al which are 294μg·L-1and 24μg·L-1at the hardness of 50mg·L-1respectively.The results could be used to provide the theoretical foundation of ecological risk assessment and pollution control of Al.

aluminium;water quality criteria;hardness correction;species sensitivity distribution method;affecting factors

2015-5-14 錄用日期:2015-7-30

1673-5897(2016)1-141-12

X171.5

A

10.7524/AJE.1673-5897.20150514002

石慧,馮承蓮,黃虹,等.鋁對水生生物的毒性與硬度的相關(guān)關(guān)系探討[J].生態(tài)毒理學報,2016,11(1):141-152

Shi H,Feng C L,Huang H,et al.The correlation discussion between aluminum toxicity to aquatic organisms and water hardness[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2016,11(1):141-152(in Chinese)

環(huán)保公益項目(201409037)；國家自然科學基金(NSFC41265009)

石慧(1989-),女,研究生,研究方向為毒理學,E-mail:shihuimeng@yeah.net

),E-mail:fengchenglian@163.com

簡介:馮承蓮(1981-)，女，博士，副研究員，主要研究方向為水生態(tài)毒理與水環(huán)境基準。