郭 淵， 楊明儒， 何 佳,2*， 秦 寧， 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.北京師范大學水科學研究院， 北京 100875

3.北京科技大學能源與環(huán)境工程學院， 北京 100083

鋅是一種生物體所必需的微量元素，對維持生物體正常的生長發(fā)育有著十分重要的作用[1-2]. 但鋅暴露超過一定劑量會對魚類[3]、溞類和藻類[4]等水生動、植物產(chǎn)生一定的急性、慢性毒性作用，抑制動植物的生長、繁殖，破壞動植物體內(nèi)酶的活性，甚至導致死亡. 因此，許多國家頒布了鋅的淡水水生生物水質(zhì)基準，如美國規(guī)定鋅的長期和短期水質(zhì)基準(硬度為100 mg/L)均為120 μg/L[5]；加拿大頒布鋅的長期水質(zhì)基準值為30 μg/L[6]；澳大利亞于2000年頒布鋅的長期水質(zhì)基準值為8 μg/L[7]. 在不考慮硬度影響的條件下，鋅對我國本土物種的長期和短期水質(zhì)基準值分別為89.7～102.33 μg/L[8]和25.03～34.5 μg/L[1]. 此外，許多國家針對飲用水安全制定了鋅飲用水水質(zhì)標準，如美國規(guī)定二級飲用水中鋅濃度的標準值為5 mg/L；加拿大則規(guī)定鋅的濃度不超過5 mg/L；我國《生活飲用水衛(wèi)生標準》(GB 5749—2006)中規(guī)定，城鄉(xiāng)各類集中式供水的生活飲用水中鋅濃度的限值為1 mg/L.

水環(huán)境因子如pH[9]、溫度[10]和硬度[11]等，對鋅的毒性會產(chǎn)生較大影響. 有研究表明，鋁[12]、鎳[13]、銀[14]和鋅[15]等重金屬對水生生物的毒性均受硬度影響，呈現(xiàn)隨硬度升高毒性降低的趨勢. 已有研究[16]表明，我國典型流域地表水硬度變化范圍為27.6～1 007.30 mg/L，幾何均值為112.10 mg/L，中位數(shù)為119.88 mg/L. 該研究對鋅的水質(zhì)基準進行推導時充分考慮了硬度對其毒性的影響，因此對鋅的毒性數(shù)據(jù)進行了不同梯度的硬度校正，并推導了相應(yīng)硬度條件下鋅保護淡水水生生物的短期和長期水質(zhì)基準.

近年來，在黃河、長江、松花江等流域中均有高含量的鋅檢出，其中，在黃河水體中鋅的暴露濃度平均值高達360.07 μg/L[17-18]，對水生態(tài)環(huán)境造成了較大的威脅[19-20]. 為了切實保護淡水水生生物的生態(tài)安全，對實際水體中鋅的生態(tài)風險進行評估十分必要[21-22]. 基于已有研究[23-24]篩選出國內(nèi)八大流域中鋅的暴露濃度，該研究在充分考慮硬度對鋅毒性影響的作用下，對鋅在國內(nèi)八大流域中的生態(tài)風險進行了評估，以期更科學、準確地評估鋅在流域不同水化學條件下的生態(tài)風險，為流域水生態(tài)安全區(qū)域化精細管理提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 毒性數(shù)據(jù)的篩選

該研究所選數(shù)據(jù)均來自Ecotox毒理數(shù)據(jù)庫(https://cfpub.epa.gov/ecotox)及文獻檢索數(shù)據(jù)庫(中國知網(wǎng)和Web of Science). 篩選出的受試生物主要包括我國本土物種、國際通用物種(在我國境內(nèi)水體中廣泛分布的物種)和引進物種(具有重要經(jīng)濟價值或娛樂用途)[25]，均能反映我國淡水生物區(qū)系特征，能夠充分代表水體中不同生態(tài)營養(yǎng)級別. 毒性數(shù)據(jù)篩選過程遵循以下原則：①剔除不含水硬度或Ca2+、Mg2+濃度的數(shù)據(jù)；②納入試驗用水為標準稀釋水的毒性數(shù)據(jù)；③剔除未設(shè)置對照組試驗及對照組不符的毒性數(shù)據(jù)；④同一物種同一毒性效應(yīng)測試終點試驗數(shù)據(jù)相差10倍以上時，剔除離群值；⑤急性毒性試驗暴露時間為1～4 d，終點為LC50、EC50或IC50；⑥慢性毒性試驗的暴露時間在21 d以上，終點為NOEC、LOEC等慢性終點.

1.2 物種敏感度分布法

物種敏感度分布法(species sensitivity distribution，SSD)利用統(tǒng)計軟件(MATLAB R2016b)對毒理學數(shù)據(jù)進行模型擬合，構(gòu)建物種的敏感度分布曲線，通過有限物種的可接受水平代表整個生態(tài)系統(tǒng)，是目前國際上較為成熟的水質(zhì)基準推導方法之一[26]. 該基準推導是通過將物種的急性、慢性毒性值或其對數(shù)值從小到大進行排序，確定其毒性秩次(R)，依據(jù)式(1)計算物種的累積頻率(FR).

FR=f/(f+1)×100%

(1)

式中：FR為累積頻率，%；f為頻數(shù)，表示毒性秩次(R)對應(yīng)的物種數(shù)，個.

對所獲得的累積頻率與毒性值進行SSD模型擬合(包括正態(tài)分布、對數(shù)正態(tài)分布、邏輯斯諦分布、對數(shù)邏輯斯諦分布)，依據(jù)模型擬合的決定系數(shù)(r2)、均方根(RMSE)、殘差平方和(SSE)以及Kolmogorov-Smirnov(K-S)檢驗系數(shù)選取最優(yōu)模型，r2越大，RMSE及SSE越小，數(shù)據(jù)擬合程度越高. 確定最優(yōu)擬合模型后計算其HC5值，除以評估因子[27-28](物種數(shù)大于15時，一般取值為2)即可確定污染物質(zhì)最終的淡水水生生物水質(zhì)基準.

1.3 生態(tài)風險評估

該研究所選的風險評估方法為概率密度重疊面積法和聯(lián)合概率分步法. 概率密度重疊法是將毒理數(shù)據(jù)和暴露濃度的概率密度曲線建立在同一坐標系下，對兩條曲線重疊部分面積進行計算，以重疊部分面積表征生物受到不利影響的概率. 重疊的面積越大，風險水平越高，反之則風險水平越小[29]. 暴露濃度概率密度曲線與毒性數(shù)據(jù)曲線交點表示生物耐受性水平的累積概率與暴露濃度的反累積概率之和取極小值. 交點的左側(cè)暴露濃度反累積概率降低較快，生物耐受性水平累積概率增加較慢，暴露濃度反累積概率與生物耐受性水平累積概率之和逐漸減小，交點右側(cè)則與之相反.

聯(lián)合概率分布法是將表征污染物的暴露濃度和效應(yīng)濃度的累積概率曲線建立在同一坐標體系下，并通過概率單位轉(zhuǎn)換對概率曲線進行直線轉(zhuǎn)換. 轉(zhuǎn)化獲得的累積概率直線上的點表示在特定濃度下受污染物危害的水生生物比例，暴露濃度累積概率直線上的點則表示暴露濃度超過此特定濃度的概率. 因此，聯(lián)合概率分布法反映了不同損害水平下暴露濃度超過安全閾值的概率[29].

通過以上兩種風險評估方法分別對各流域的鋅污染風險狀況及不同硬度條件下鋅污染風險的差別進行分析，并采用Origin 9.1軟件繪圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 鋅的短期水質(zhì)基準

2.1.1鋅的未校正硬度短期水質(zhì)基準

經(jīng)過數(shù)據(jù)篩選獲得鋅的急性毒性數(shù)據(jù)共214條，包括8門40科77個物種(見表1)，其中本土物種61種、國際通用物種5種以及引進物種10種，均為中國本土及廣泛分布物種. 覆蓋魚類(一種硬骨魚綱鯉科、一種硬骨魚綱非鯉科)、甲殼類、環(huán)節(jié)類、水生植物以及上述未涉及的其他門類動物，滿足HJ 837—2017《淡水水生生物水質(zhì)基準制定技術(shù)指南》對水質(zhì)基準推導的物種要求[41]. 鋅的毒性濃度范圍為52～70 975 μg/L.

表1 鋅對淡水水生生物的急性毒性

續(xù)表1

基于鋅對水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)，計算種平均急性毒性值(見表1)，并使用4種模型進行SSD模型擬合，通過r2、RMSE、SSE和P值(K-S檢驗)進行擬合效果評價，結(jié)果如表2所示. 擬合最優(yōu)模型為邏輯斯蒂分布模型，鋅的急性毒性HC5計算結(jié)果為143.34 μg/L，除以評估因子后，未校正硬度條件下短期水質(zhì)基準值為71.67 μg/L.

表2 未校正硬度條件下鋅的急性毒性物種敏感度分布模型參數(shù)

2.1.2鋅的硬度校正后短期水質(zhì)基準

對鋅的急性毒性值和水體硬度值進行線性擬合，獲得線性相關(guān)關(guān)系：lgCA=0.62lgH+2.06，其中l(wèi)gCA為對數(shù)急性毒性幾何均值，lgH為對數(shù)硬度值，P<0.05，具有顯著線性相關(guān)關(guān)系.

對急性毒性數(shù)據(jù)進行水體硬度校正，分別獲得水體硬度(H)為50、100、150、200、250和350 mg/L時的毒性值，基于4種模型分別進行SSD擬合，通過r2、RMSE、SSE、P值(K-S檢驗)的統(tǒng)計學驗證分析(見表3)，發(fā)現(xiàn)邏輯斯蒂分布模型SSD曲線擬合最優(yōu). 在水體硬度為50、100、150、200、250和350 mg/L的條件下，鋅的急性毒性HC5分別為106.78、164.57、211.95、253.62、291.51和359.63 μg/L，相應(yīng)的短期水質(zhì)基準值分別為53.39、82.29、105.98、126.81、145.76和179.82 μg/L.

表3 校正硬度條件下鋅的急性毒性物種敏感度分布模型參數(shù)

2.2 鋅的長期水質(zhì)基準

2.2.1鋅的未校正硬度長期水質(zhì)基準

經(jīng)過數(shù)據(jù)篩選獲得鋅對水生生物慢性數(shù)據(jù)共38條，包括6門15科20個物種，其中本土物種15種、國際通用物種4種和引進物種1種，滿足HJ 831—2017《淡水水生生物水質(zhì)基準制定技術(shù)指南》對水質(zhì)基準推導的物種要求[41]. 鋅的毒性濃度范圍為30～2 660 μg/L.

基于鋅對水生生物的慢性毒性數(shù)據(jù)，計算種平均慢性毒性值(見表4)，并使用4種模型進行SSD模型擬合(見表5)，結(jié)果表明正態(tài)分布模型擬合結(jié)果最優(yōu)，基于正態(tài)分布模型計算獲得鋅的慢性毒性HC5為23.80 μg/L，除以評估因子后，未校正硬度條件下長期基準值為11.90 μg/L.

表4 鋅對淡水生物的慢性毒性

表5 未校正水體硬度條件下鋅的慢性物種敏感度分布模型參數(shù)

2.2.2鋅的硬度校正后慢性水質(zhì)基準

對鋅的慢性毒性和水體硬度進行線性擬合，得到線性相關(guān)關(guān)系：lgCC=0.29lgH+1.37，其中l(wèi)gCC為對數(shù)慢性毒性幾何均值，P<0.05，具有顯著線性相關(guān)關(guān)系.

對慢性毒性數(shù)據(jù)進行水體硬度校正，分別獲得水體硬度(H)為50、100、150、200、250和350 mg/L時的毒性值，基于4種模型分別進行SSD擬合，通過r2、RMSE、SSE、P值(K-S檢驗)統(tǒng)計學驗證分析(見表6)，發(fā)現(xiàn)正態(tài)分布模型為最優(yōu)擬合曲線. 在水體硬度為50、100、150、200、250和350 mg/L的條件下，鋅的慢性毒性HC5分別為20.49、25.03、28.13、30.57、32.60和34.37 μg/L，相應(yīng)的長期水質(zhì)基準值為10.25、12.52、14.07、15.29、16.30和17.19 μg/L.

表6 校正硬度條件下鋅的慢性毒性物種敏感度分布模型參數(shù)

比較分析該研究與其他國家或地區(qū)推導的鋅水質(zhì)基準值發(fā)現(xiàn)，在100 mg/L硬度條件下，美國基于毒性百分數(shù)法制定的短期和長期水質(zhì)基準值均為120 μg/L(長期基準值基于急慢性比推導獲得)，該研究短期基準值(82.29 μg/L)相對較低，美國用于基準推導中最敏感的4個物種(賴爪網(wǎng)紋溞、模糊網(wǎng)紋溞、條紋狼鱸和長鰭鱥)鋅毒性分別為50.7、174.1、119.4和227.8 μg/L[5]，而我國鋅毒性最敏感的前4個物種(劍水溞、溞狀鉤蝦、近頭狀偽蹄型藻和羅氏沼蝦)毒性分別為52、77、80、82 μg/L，相比美國更為敏感. 在50 mg/L硬度下，加拿大基于評價因子法制定的長期基準值為30 μg/L，該研究長期基準值(10.25 μg/L)低于加拿大相同硬度水平下的基準值. 在150 mg/L硬度條件下，澳大利亞和新西蘭基于物種敏感度分布法制定的長期基準值為8 μg/L，該研究長期基準值為14.07 μg/L，高于澳大利亞和新西蘭相同硬度水平下的基準值. 造成這一差異主要原因是：①不同國家在進行水質(zhì)基準推導時各國的生物區(qū)系不盡相同; ②不同的生物區(qū)系中存在不同的敏感物種; ③使用方法、受試生物和水化學條件不同.

2.3 水體硬度對鋅水質(zhì)基準的影響差異

對比硬度校正前后鋅的水質(zhì)基準發(fā)現(xiàn)，除硬度校正為50 mg/L時基準值低于校正前外，硬度校正為100～350 mg/L時，急性、慢性基準值均大于校正前，且基準值隨著硬度的升高而升高. 當硬度校正為100 mg/L時，急性基準值相比于校正前有所增加，而慢性基準值校正前后差距不大；當硬度校正為350 mg/L時，急性、慢性基準值均是未校正硬度時的兩倍左右. 這說明硬度對鋅的毒性產(chǎn)生了較大影響，水體中鋅毒性隨著硬度的增加而降低.

硬度對鋅的水生生物毒性產(chǎn)生影響的主要原因是：Ca2+、Mg2+的存在影響了金屬的化學形態(tài)進而對金屬的毒性產(chǎn)生了影響[42]；同時，Ca2+、Mg2+也會與水生生物細胞上的金屬吸收點發(fā)生點位競爭. 以魚為例，Ca2+是與魚鰓上皮細胞緊密聯(lián)合的鰓膜穩(wěn)定劑，但Ca2+與Zn2+之間對于魚鰓上的金屬吸收點存在一定的點位競爭，當水體中Ca2+濃度增加時，魚鰓通過吸收外部Ca2+而降低表面滲透性，從而導致對Zn2+的吸收減少，因此較高的水體硬度會對鋅的毒性有一定的緩解作用[39].

除水體硬度外，不同pH、DOC濃度、溫度等條件也會對鋅的毒性產(chǎn)生影響. 如在急性試驗條件下，當硬度較低時，低pH(酸性)導致鋅的毒性上升，加速了試驗物種死亡. 而在慢性暴露的條件下，盡管生物體未死亡，但也加重了機體受損的情況[43]. 這可能是由于鋅在不同條件下形態(tài)不同，同時也受到水體中不同的pH、DOC濃度等水質(zhì)參數(shù)的影響，導致生物體與其結(jié)合點位、方式產(chǎn)生了變化，從而導致毒性差異[44]. 需針對不同水化學條件下鋅的水質(zhì)基準開展進一步研究，以提高鋅的水質(zhì)標準制修訂的合理性和準確性.

2.4 鋅的生態(tài)風險評估

2.4.1概率密度重疊面積法生態(tài)風險評估

首先應(yīng)用概率密度重疊面積法對鋅的生態(tài)風險進行評估，八大流域水體中鋅的暴露濃度均來源于已有研究[21]. 硬度校正前后鋅在八大流域中的急性、慢性生態(tài)風險概率密度曲線如圖1所示，計算得出的急性、慢性生態(tài)風險概率值如表7所示.

圖1 鋅在八大流域中的暴露濃度及硬度校正前后的急性、慢性毒性概率密度曲線

由表7可以看出：硬度未校正前，鋅在八大流域水體中的急性風險表現(xiàn)為黃河>長江>太湖>松花江>珠江>海河>淮河>遼河，慢性風險表現(xiàn)為黃河>長江>海河>太湖>珠江>松花江>淮河>遼河；硬度校正后，急性風險表現(xiàn)為黃河>長江>太湖>松花江>海河>珠江>淮河>遼河，慢性風險表現(xiàn)為黃河>長江>海河>珠江>太湖>松花江>淮河>遼河.

表7 八大流域水生生物鋅污染的急性、慢性風險概率

未進行硬度校正情況下，除黃河受鋅污染的急性生態(tài)風險概率超過40%外，其余流域急性風險均低于20%，其中遼河最低，僅為2.7%. 黃河受鋅污染的慢性生態(tài)風險影響程度高達74.4%，長江、海河發(fā)生慢性鋅污染風險概率也超過了40%. 當水體硬度校正為50mg/L時，各流域鋅污染急性、慢性風險概率相比于校正前均有所升高，其中海河慢性風險從校正前的40.64%升至校正后的45%，為最大漲幅，其余流域漲幅均低于4.5%. 當水體硬度條件校正為100～350 mg/L時，各流域急性、慢性生態(tài)風險概率相比于校正前均有所降低，且隨硬度升高風險概率呈依次遞減趨勢. 急性生態(tài)風險概率隨硬度增大明顯下降，例如，在水體硬度校正為350 mg/L時，淮河、遼河和海河水體中鋅的生態(tài)風險概率相比于校正前最大降幅均在200%以上，太湖、長江、珠江和松花江的風險概率降幅均接近200%. 相比于急性風險，硬度校正后慢性風險的降幅較小. 例如，在水體硬度校正為100 mg/L時，各流域慢性風險相比于校正前未發(fā)現(xiàn)顯著性差異，校正前松花江慢性風險為35.61%，校正后僅為35.10%. 但在硬度校正為350 mg/L的條件下，海河慢性風險相比校正前降幅最大(8.6%)，長江、珠江、松花江、淮河和遼河降幅均在7.0%左右，黃河和太湖降幅在6.0%左右. 研究表明，鋅在各流域水體中的急性、慢性生態(tài)風險均受到水體硬度的顯著影響.

2.4.2聯(lián)合概率分布法生態(tài)風險評估

概率密度函數(shù)重疊面積表征方法得到的結(jié)果直接反映了污染物在各流域水體中的生態(tài)風險狀況，聯(lián)合概率分布法則可以根據(jù)受影響的物種比例來確定保護水平. 由于聯(lián)合概率分步法充分考慮了環(huán)境暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)的不確定性和可變性. 因此選擇應(yīng)用聯(lián)合概率分布法，計算了鋅在八大流域水體中的暴露濃度以及不同硬度條件下超過保護95%生物不受影響的急性和慢性HC5值的超標率. 如圖2所示，暴露濃度對應(yīng)的累積概率值越小，超標情況越嚴重，鋅對水生生物造成的生態(tài)風險越嚴重.

圖2 鋅在八大流域中的暴露濃度及硬度校正前后的急性、慢性毒性聯(lián)合概率分布

如表8所示：硬度校正前，鋅在各流域中對急性HC5超標率表現(xiàn)為黃河>長江>太湖>海河>松花江>珠江>淮河>遼河，慢性HC5超標率表現(xiàn)為遼河>黃河>長江>海河>珠江>松花江>太湖>淮河；硬度校正后，鋅在各流域中對急性HC5超標率表現(xiàn)為黃河>長江>太湖>海河>珠江>松花江>淮河>遼河，慢性HC5超標率表現(xiàn)為遼河>黃河>海河>長江>淮河>珠江>松花江>太湖.

表8 聯(lián)合概率分布法評估鋅在水體中暴露濃度對HC5的超標率

未校正硬度條件下，黃河、遼河、黃河、長江和海河水體中鋅的慢性HC5超標率均高于50%，其中，遼河不存在急性HC5超標情況，但慢性HC5超標率在70%以上；而黃河水體中鋅的急性、慢性超標率均相對較高，急性和慢性超標率分別為42%和71%. 當水體硬度校正為50 mg/L時，各流域水體中鋅的急性、慢性超標率均有所上升，其中黃河慢性HC5超標率高達73%. 當水體硬度校正為100～350 mg/L時，各流域的急性和慢性HC5超標率則隨著硬度的增加而呈降低趨勢. 其中，當水體硬度校正為350 mg/L時，太湖水體中鋅的急性HC5超標率降低了50%以上，長江的急性超標率降低了75%以上，而珠江、松花江、海河的急性超標率均從6%降至1%，降幅達600%. 鋅在各流域水體中的慢性超標率情況類似，其中遼河的慢性超標率降低了60%左右.

綜上，通過兩種生態(tài)風險評估方法所獲得的結(jié)論基本一致，即當水體硬度為50 mg/L時，相比于硬度校正前，各流域水體中發(fā)生急性、慢性鋅污染的生態(tài)風險概率和HC5超標率均有所升高；當水體硬度為100～350 mg/L時，相較于硬度校正前，各流域水體中發(fā)生急性、慢性鋅污染的生態(tài)風險概率和HC5超標率均有所降低，并且隨著水體硬度的增加而降低. 以上研究表明，開展不同流域水體生態(tài)風險評估時，應(yīng)充分考慮不同流域水體硬度的梯度變化，科學、合理、有效地保護流域生態(tài)系統(tǒng)安全.

3 結(jié)論

a) 通過物種敏感度分布法推導了我國淡水水生生物在水體硬度校正前的長期、短期水質(zhì)基準值分別為11.90和71.67 μg/L. 在水體硬度校正為50、100、150、200、250和350 mg/L的條件下，鋅的短期基準值分別為53.39、82.29、105.98、126.81、145.76和179.82 μg/L，鋅的長期基準值分別為10.25、12.52、14.07、15.29、16.30和17.19 μg/L. 水體硬度對水質(zhì)基準具有顯著性影響，建議在鋅的水質(zhì)基準和標準制修訂過程中，應(yīng)充分考慮水體硬度對淡水水生生物毒性的影響.

b) 八大流域水體受鋅污染的急性、慢性生態(tài)風險和HC5超標率均受到水體硬度的顯著影響，生態(tài)風險和HC5超標率隨水體硬度的升高均呈逐步下降趨勢. 考慮到我國水體流域范圍大，水體硬度南北差別較大，建議基于不同水體硬度條件開展區(qū)域性生態(tài)風險評估，為流域水生態(tài)系統(tǒng)的精細化管理提供技術(shù)支撐.