劉萌碩，王召丁，馬云龍，劉夢潔，高曌，李宛星，王莉

鄭州大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，鄭州 450001

阿特拉津(C8H14ClN5)的高效性和化學(xué)穩(wěn)定性使其成為世界上最常用的除草劑之一，全球年消費量可達(dá)70 000～90 000 t，中國2013年消費量達(dá)23 000 t[1-2]。美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)2007年將其列為潛在地下水污染的優(yōu)先化學(xué)物質(zhì)，聯(lián)合國世界衛(wèi)生組織2017年將其列為Ⅲ類致癌物，歐盟已于2003年10月禁止使用阿特拉津[3]，但目前為止，美國和中國等地仍在使用[2]。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中使用大量的除草劑以確保作物質(zhì)量及產(chǎn)量，但其殘留物會產(chǎn)生嚴(yán)重的環(huán)境問題[4-5]。作為一種廣泛使用的除草劑，阿特拉津及其代謝物在環(huán)境中可持續(xù)存在數(shù)十年[6]，會導(dǎo)致地表水和地下水的污染，明顯的遷移特性導(dǎo)致在海水和冰中[7]也曾檢測到它們的蹤跡。此外，由于阿特拉津能與自然環(huán)境因素相互作用，且其殘留效應(yīng)難以消除，因此它會對生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生源源不斷的威脅[8-9]。阿特拉津會對水環(huán)境中魚類、甲殼類動物、蠕蟲和嚙齒動物等生物造成毒害作用[10]；它的存在會對內(nèi)分泌、中樞神經(jīng)和免疫系統(tǒng)產(chǎn)生威脅[11]；此外，阿特拉津還可觸發(fā)人體內(nèi)卵巢癌細(xì)胞芳香化酶活性[12]，并導(dǎo)致精液質(zhì)量變差、睪丸癌發(fā)病率增加[13]。

目前關(guān)于阿特拉津的研究多集中在生物毒性，部分集中在污染特征[14-15]，自梁霞[16]以長江三角洲研究對象，最終推薦阿特拉津短期、長期水質(zhì)基準(zhǔn)值為2.60 μg·L-1和0.0071 μg·L-1后，關(guān)于我國其他流域阿特拉津水質(zhì)基準(zhǔn)的研究鮮有報道，且尚未有相應(yīng)的國家水質(zhì)基準(zhǔn)。而黃河作為我國北方地區(qū)的重要水源，大約有15%的農(nóng)業(yè)灌溉面積和12%的中國人口的供水依賴于黃河[17]，在我國阿特拉津污染呈現(xiàn)北高南低的趨勢[18]，對其展開研究勢在必行。此外，我國地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中雖制定了阿特拉津的限值，但在制定時主要依據(jù)的是美國、歐洲等發(fā)達(dá)國家及國際組織的相關(guān)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)和水生生物毒性數(shù)據(jù)[19]，并非基于我國水生生物相關(guān)毒理學(xué)研究得出，無法保證能因地制宜地保護(hù)我國水生生物。考慮到阿特拉津自身的危害，黃河流域水安全的重要性，亟待填補目前黃河流域阿特拉津水質(zhì)基準(zhǔn)研究的空白，制定出符合中國黃河流域生物區(qū)系特征的阿特拉津水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)。

為使推導(dǎo)的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)符合黃河流域的特征，基于文獻(xiàn)資料整理了黃河流域的水生生物清單，結(jié)合阿特拉津?qū)S河流域水生生物的急性和慢性毒性效應(yīng)，分別采用《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》(HJ 831—2017)中推薦使用的物種敏感度分布法(SSD法)，以及美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)推薦使用的毒性百分?jǐn)?shù)排序法(SSR法)進(jìn)行水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)，以保證推導(dǎo)結(jié)果的準(zhǔn)確性，并對國內(nèi)外相關(guān)水環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)/基準(zhǔn)進(jìn)行討論分析，以期為黃河流域阿特拉津水質(zhì)基準(zhǔn)制定和水生態(tài)環(huán)境管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 數(shù)據(jù)篩查

水生生物初篩：基于現(xiàn)有文獻(xiàn)資料，最初以“黃河、水生生物”為主題詞進(jìn)行查找，之后又以“黃河、水生植物、魚類、浮游生物、植物、底棲動物和兩棲動物等”為主題詞進(jìn)行詳細(xì)檢索，數(shù)據(jù)收集截止時間為2019年12月，最終參考《黃河魚類志》以及55篇文獻(xiàn)進(jìn)行黃河流域水生生物清單梳理。主要統(tǒng)計的水生生物類型有魚類、底棲動物、浮游動物、浮游植物、水生植物和兩棲動物。在黃河流域水生生物清單的基礎(chǔ)上進(jìn)行毒理數(shù)據(jù)初篩，使推導(dǎo)基準(zhǔn)結(jié)果更符合黃河流域生物特征。

毒性數(shù)據(jù)篩選：阿特拉津的淡水水生生物毒性數(shù)據(jù)來自US EPA的ECOTOX數(shù)據(jù)庫(http://cfpub.Epa.Gov/ ecotox/)和公開發(fā)表的中英文相關(guān)文獻(xiàn)，中文文獻(xiàn)源于中國知網(wǎng)數(shù)據(jù)庫，以“阿特拉津、莠去津、毒性、生物毒性、急性毒性和半數(shù)致死濃度等”為主題詞進(jìn)行檢索，英文文獻(xiàn)源于ScienceDirect數(shù)據(jù)庫，以“atrazine toxicity、reproductive toxicity等”為主題詞進(jìn)行檢索，數(shù)據(jù)收集截止時間為2020年12月。依據(jù)US EPA基準(zhǔn)技術(shù)指南及我國《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》(HJ 831—2017)的要求進(jìn)行數(shù)據(jù)篩選，對篩選后的毒性數(shù)據(jù)使用Shapiro-Wilk檢驗方法進(jìn)行正態(tài)分布檢驗，P>0.05則認(rèn)為(對數(shù)轉(zhuǎn)換)數(shù)據(jù)符合正態(tài)分布。

1.2 水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)方法

目前應(yīng)用較多的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)方法主要有SSD法、SSR法等。SSD法因原理易懂、計算簡單和應(yīng)用方便受到研究者關(guān)注[20]，建立物種敏感度分布曲線的一般步驟包括：(1)毒性數(shù)據(jù)獲取；(2)數(shù)據(jù)處理；(3)曲線擬合；(4)5%危害濃度(HC5)的計算[21]。本研究中SSD法的推導(dǎo)過程參考已有文獻(xiàn)[22]進(jìn)行。SSR法將污染物的急性和慢性毒性效應(yīng)分開考慮，推導(dǎo)的一般步驟是：(1)毒性數(shù)據(jù)獲取；(2)得到屬內(nèi)急性平均值并從低到高排序；(3)得出最終急性值(FAV)、最終慢性值(FCV)、最終植物值(FPV)、最終殘留值(FRV)；(4)計算得到基準(zhǔn)最大濃度(CMC)和基準(zhǔn)連續(xù)濃度(CCC)[23]。該法簡單易行，主要依據(jù)公式計算，可操作性和可視性強[24]，本研究中SSR法的推導(dǎo)過程參考已有文獻(xiàn)[23]進(jìn)行。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

基于文獻(xiàn)整理了黃河流域水生生物清單，發(fā)現(xiàn)黃河流域現(xiàn)有魚類205種，占水生生物總類別的40.04%，優(yōu)勢物種有餐條、鯽魚、鯰魚、黃顙魚和鯉魚；現(xiàn)有底棲動物49種，占9.57%，優(yōu)勢物種有搖蚊幼蟲、鉤蝦、橢圓蘿卜螺和寡毛類；現(xiàn)有浮游動物89種，占17.38%，優(yōu)勢物種有變形蟲、沙殼蟲等；現(xiàn)有浮游植物145種，占28.32%，優(yōu)勢物種有微小平裂藻、角甲藻等；現(xiàn)有水生植物17種，占3.32%；現(xiàn)有兩棲類動物7種，占1.37%。以上水生生物統(tǒng)計結(jié)果將為后期毒性數(shù)據(jù)初步篩選提供依據(jù)，有助于充分利用黃河流域現(xiàn)有水生生物進(jìn)行毒性數(shù)據(jù)初篩，并結(jié)合受試物種要求進(jìn)一步篩選，解決黃河流域本土毒性數(shù)據(jù)缺乏的問題。

2.1 阿特拉津?qū)λ锏亩拘詳?shù)據(jù)

本研究從ECOTOX數(shù)據(jù)庫共導(dǎo)出10 431條阿特拉津毒性數(shù)據(jù)，另外補充12條文獻(xiàn)的中阿特拉津毒性數(shù)據(jù)。首先，根據(jù)4 d≥急性毒性暴露時間≥1 d以及慢性毒性暴露時間≥21 d的條件，將10 431條數(shù)據(jù)篩選至2 962條；之后，經(jīng)過篩除重復(fù)項剩余數(shù)據(jù)2 648條；其次，根據(jù)淡水生物以及流水式、靜態(tài)式實驗進(jìn)行篩選，剩余數(shù)據(jù)量797條；接著，根據(jù)黃河流域水生生物清單進(jìn)行物種篩選，剩余數(shù)據(jù)121條；最后，由于藻類數(shù)據(jù)量過多，因此僅保留4 d的急性毒性試驗數(shù)據(jù)，大型溞類等浮游動物盡量選擇2 d的急性毒性數(shù)據(jù)，經(jīng)篩選后得到39條有效數(shù)據(jù)，加上補充的12條數(shù)據(jù)，共得到16個物種51條有效數(shù)據(jù)(表1)，其中47條急性數(shù)據(jù)涵蓋了5門11科15種，慢性數(shù)據(jù)4條。所獲得水生生物毒性數(shù)據(jù)均來自于水相中阿特拉津的實驗結(jié)果，急性毒性終點包括半致死濃度(LC50)、半抑制濃度(EC50)和半數(shù)抑制效應(yīng)濃度(IC50)，慢性毒性終點包括無可見效應(yīng)濃度(NOEC)、最低可見效應(yīng)濃度(LOEC)。

毒性數(shù)據(jù)滿足指南中物種要求，涵蓋了水生植物/初級生產(chǎn)者、無脊椎動物/初級消費者和脊椎動物/次級消費者3個營養(yǎng)級。急性毒性數(shù)據(jù)涵蓋了推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的主要生物類群(硬骨鯉科魚、硬骨非鯉科魚、底棲動物、浮游動物和浮游植物)，包括了至少3門8科的生物分類單元，而且已通過對數(shù)正態(tài)分布的Shapiro-Wilk檢驗(P>0.05)，因此急性毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)的水質(zhì)基準(zhǔn)較為可信。本次選用SSD、SSR這2種方法進(jìn)行水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)，用到的種平均毒性值(SMAV)和屬平均毒性值(GMAV)如表1所示。

表1 阿特拉津?qū)S河流域本土水生生物的毒性數(shù)據(jù)Table 1 Toxicity data of atrazine to native aquatic organisms in the Yellow River Basin

2.2 黃河流域阿特拉津的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)值

2.2.1 基于SSR法的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)

利用SPSS 25.0對GMAV取對數(shù)后的急性數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)分布檢驗，經(jīng)檢驗發(fā)現(xiàn)其分布符合正態(tài)分布(均值為0.61，標(biāo)準(zhǔn)差為0.967，在0.05水平下，P值為0.124)。分別采用Origin 2017的Slogistic模型、Stirling模型和ExpDec3模型進(jìn)行曲線擬合(圖1)，擬合總結(jié)果如表2所示。

圖1 不同模型擬合的阿特拉津急性物種敏感度分布曲線Fig. 1 Distribution curves of acute species sensitivity of atrazine fitted by different models

表2 不同模型擬合阿特拉津的急性物種敏感度分布曲線結(jié)果Table 2 Fitting results of acute species sensitivity distribution curves of atrazine in different models

由表2可知，ExpDec3模型的R2最接近于1，擬合度最好。因此采用ExpDec3模型計算累積概率為0.05時的濃度，得到HC5為29.85 μg·L-1。HC5除以評估因子可確定最終的淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)，推導(dǎo)的有效毒性數(shù)據(jù)有51條且涵蓋了足夠營養(yǎng)級，因此評估因子取2，得到短期水質(zhì)基準(zhǔn)值為14.90 μg·L-1。只有部分慢性毒性數(shù)據(jù)滿足推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的要求，不足以建立模型，所以根據(jù)HC5與急慢性比的比值計算長期水質(zhì)基準(zhǔn)值，根據(jù)草魚、虹鱒和大型溞3個物種急慢性毒性值計算急慢性比，將其幾何平均值87.780作為最終值(表3)，得到長期水質(zhì)基準(zhǔn)值為0.34 μg·L-1。綜上，基于SSD法得到我國黃河流域水生生物阿特拉津的短期水質(zhì)基準(zhǔn)值和長期水質(zhì)基準(zhǔn)值分別為14.90 μg·L-1和0.34 μg·L-1。

表3 急慢性比率表Table 3 Ratio of acute to chronic

2.2.2 基于SSR法的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)

參照《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》(HJ 831—2017)，對最敏感的4個屬，即P值最小的4個屬的GMAV進(jìn)行擬合。對GMAV進(jìn)行排序后，得到對阿特拉津毒性最敏感的4個屬分別為：衣藻屬(P=0.07)、小球藻屬(P=0.14)、星桿藻屬(P=0.21)和脆桿藻屬(P=0.29)，四者的GMAV分別為71.00、89.00、751.00和874.00 μg·L-1。由公式計算出FAV為28.50 μg·L-1，CMC為14.20 μg·L-1。由于衣藻世代時間短、分布廣泛，對水環(huán)境中阿特拉津的存在很敏感，因此可作為水環(huán)境阿特拉津污染的指示生物。

符合基準(zhǔn)推導(dǎo)要求的阿特拉津慢性毒數(shù)據(jù)較少(4個)，數(shù)據(jù)量未滿足推導(dǎo)FCV要求，因此利用急慢性比(ACR)，根據(jù)公式FCV=FAV/ACR計算FCV，通過計算得到阿特拉津的FCV為2.85 μg·L-1。CCC為FPV、FRV和FCV中最小者，但本次推導(dǎo)中慢性毒理數(shù)據(jù)及植物毒理數(shù)據(jù)較少，不足以對FPV、FRV進(jìn)行推導(dǎo)，因此CCC直接取FCV，即CCC為2.85 μg·L-1。綜上，基于SSR法得到我國黃河流域水生生物阿特拉津的CMC和CCC分別為14.20 μg·L-1和2.85 μg·L-1。

2.2.3 水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)結(jié)果對比分析

SSD法和SSR法推導(dǎo)出的阿特拉津短期水質(zhì)基準(zhǔn)值分別是14.90 μg·L-1和14.20 μg·L-1，長期水質(zhì)基準(zhǔn)值分別是0.34 μg·L-1和2.85 μg·L-1。SSD法較好地擬合了不同種屬物種對于水體中阿特拉津污染物的敏感程度，且較為全面地利用了所收集數(shù)據(jù)，得出的基準(zhǔn)值可以保護(hù)絕大多數(shù)水生生物[23]；SSR法推導(dǎo)的最終基準(zhǔn)值很大程度上依賴于敏感物種的數(shù)據(jù)[57]。整體上推導(dǎo)出的水質(zhì)基準(zhǔn)較相近，特別是短期水質(zhì)基準(zhǔn)值，這是因為急性數(shù)據(jù)比較充足，得到的短期水質(zhì)基準(zhǔn)值確定性較高，但慢性數(shù)據(jù)不足會使得基于SSD法的長期水質(zhì)基準(zhǔn)值確定性降低。而且已有研究表明，當(dāng)污染物物種敏感度分布連續(xù)且呈正態(tài)分布時，推薦采用SSR法[58]。綜上所述，最終推薦使用的水質(zhì)基準(zhǔn)值為SSR法的結(jié)果：短期水質(zhì)基準(zhǔn)值14.20 μg·L-1和長期水質(zhì)基準(zhǔn)值2.85 μg·L-1。與已推導(dǎo)出的長江三角洲[16]短期水質(zhì)基準(zhǔn)值2.60 μg·L-1，長期水質(zhì)基準(zhǔn)值0.0071 μg·L-1相比要大很多，推測原因主要有：(1)最終基準(zhǔn)值選用的方法不同，長江三角洲流域、黃河流域分別采用了SSD法、SSR法的推導(dǎo)結(jié)果，SSD法的結(jié)果相對較嚴(yán)格；(2)所用毒性數(shù)據(jù)基于的生物物種不同，黃河流域所用毒理數(shù)據(jù)多集中在藻類，而長江三角洲流域多集中在底棲、魚類等動物(>70%)，曲線擬合時毒性數(shù)據(jù)點分布較集中；(3)不同流域內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)的復(fù)雜程度、生物區(qū)系分布不同，長江流域魚類、浮游生物、底棲動物物種數(shù)均是黃河流域的數(shù)倍，甚至數(shù)十倍，故對農(nóng)藥敏感的物種較黃河流域多，水生生物保護(hù)需求更大；(4)長江三角洲流域較黃河流域水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)更發(fā)達(dá)，農(nóng)藥使用量大，故基準(zhǔn)制定更為嚴(yán)格。

2.2.4 阿特拉津相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)對比分析

國內(nèi)外在相關(guān)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)/基準(zhǔn)中對阿特拉津的安全閾值進(jìn)行了限定，其主要規(guī)定限值如表4所示。《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》阿特拉津的濃度閾值(3 μg·L-1)與毒性百分?jǐn)?shù)法推導(dǎo)出的長期水質(zhì)基準(zhǔn)值(2.85 μg·L-1)十分接近。2001年修訂的美國國家一級飲用水法規(guī)中限值為3 μg·L-1，2002年我國發(fā)布的地表水標(biāo)準(zhǔn)制定時主要參考當(dāng)時已有的指導(dǎo)值，后續(xù)地下水、飲用水標(biāo)準(zhǔn)的制定又參考了地表水標(biāo)準(zhǔn)。加拿大GuidelinesforCanadianDrinkingWaterQualitySummaryTable提出的標(biāo)準(zhǔn)限值(5 μg·L-1)與我國地表水標(biāo)準(zhǔn)的限值差距不大。美國NationalRecommendedWaterQualityCriteria—AquaticLifeCriteriaTable中雖將阿特拉津列入，但未指定其水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)指導(dǎo)值。加拿大WaterQualityGuidelinesfortheProtectionofAquaticLife中不但將阿特拉津列入，而且限定了淡水水生生物的長期水質(zhì)基準(zhǔn)值1.8 μg·L-1，這與毒性百分?jǐn)?shù)法推導(dǎo)出的長期基準(zhǔn)值2.85 μg·L-1處于同一數(shù)量級。

表4 相關(guān)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)/基準(zhǔn)中阿特拉津的限值Table 4 Limits of atrazine in related standards

綜上所述，本研究結(jié)果表明：以黃河流域水生生物為保護(hù)對象，使用SSD法和SSR法推導(dǎo)了阿特拉津的水質(zhì)基準(zhǔn)，二者推導(dǎo)結(jié)果較接近。由于慢性數(shù)據(jù)不足會使得基于SSD法的長期水質(zhì)基準(zhǔn)值確定性降低，而且當(dāng)污染物物種敏感度分布連續(xù)且呈正態(tài)分布時推薦使用SSR法，故采用SSR法推導(dǎo)得出的短期水質(zhì)基準(zhǔn)值14.20 μg·L-1和長期水質(zhì)基準(zhǔn)值2.85 μg·L-1作為黃河流域阿特拉津的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)推薦值。