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铜的水质基准研究 水质参考是制定水质标准的重要科学依据，在环境保护中发挥着重要作用。水质基准是环保部门制定水质标准、评价水质和进行水质管理不可或缺的科学依据和理论基础。水生生物基准是指水环境中的污染物对水生生物不产生长期和短期不良或有害效应的最大允许浓度,它是水质基准的核心组成部分之一。不同的生态系统有不同的生物区系,对一个生物区系无害的毒物浓度也许会对其他区系的生物产生不可逆转的毒性效应。因此,水生生物基准具有明显的区域性。不同区域和国家的水生生物区系存在一定的差异,同一污染物的针对不同保护对象的基准值也存在差异。 铜是生命体必需的微量元素,同时也是水体中重金属污染的主要元素之一,水体中的铜主要来自大气沉降、农业径流、为控制藻类水华而使用的硫酸铜以及含铜工业废水的直接排放。通常情况下,铜对水生生物的毒性大于它对人类和其他陆生生物的毒性,尤其对水蚤类的生物毒性更大。鉴于铜对水生生物的毒性,许多国家颁布的渔业用水标准都严于人体健康标准,如我国颁布的铜的地表水环境质量标准中,I类水质铜的标准为10 μg·L-1,Ⅱ类水质铜的标准为1 000 μg·L-1;而渔业用水标准为10 μg·L-1。目前,关于铜的毒性及毒理效应,已有一些较为系统的研究,但关于我国铜的淡水水生生物基准方面的研究还未见报道,这也使我国铜的水质标准的制定缺乏可靠的科学依据。基于此,本研究结合我国生物区系的特点,选取我国淡水水体中的代表物种,应用国际上普遍采用的3种基准推导方法分别对铜的水生生物水质基准进行研究,进而比较不同方法之间的差异性和适用性,从而最终得出适用于我国淡水水体的铜的水质基准值。 1 研究方法met 1.1 国外水生生物基准的研究 确定水质基准的核心是构建推导水生生物基准的理论与方法学体系,即如何定值的问题。目前,许多国家和地区都已开展了水生生物基准的研究工作,包括欧盟、美国、加拿大、荷兰、澳大利亚和新西兰等。目前国际上普遍采用的方法有3种,即评价因子法、毒性百分数排序法和物种敏感度分布法。综合来讲,3种方法推导水质基准的过程相似,大致可分为文献调研、数据收集和筛选以及基准值的计算共3个步骤。 1.2 受试物种的急性毒性基因基因 根据我国淡水水生生物区系代表物种的选取原则,通过文献调研和数据库查找,获得了铜对代表物种大量的毒理效应数据。数据具体筛选要求如下:(1)毒性实验要采用我国的标准方法,如大型蚤和淡水鱼的标准方法等;(2)实验中必须设置对照实验,对照组和实验组的实验用水、理化条件、实验步骤和实验生物应完全相同;(3)在实验开始和结束时必须测定实验物质的浓度,实测浓度与名义浓度的相对标准偏差要小于20%;(4)实验过程中应严格控制各个理化参数,包括温度、溶解氧和颗粒物含量等;(5)不能使用以蒸馏水或去离子水作为实验用水的实验所得出的数据;(6)使用同一受试物种所做的急性(或慢性)毒性实验,如果得出的急性(或慢性)值相差10倍以上,则需要将边界外的值剔除,如果无法确定哪个值是边界外值,则该物种的所有数据都不应该用于推导基准;(7)受试物种需要在实验室进行成功驯化养殖,便于进行实验室毒性实验;(8)在选取测试终点时,动物急性毒性测试终点主要包括LC50和EC50,其中LC50是指半数致死浓度,EC50是指半数效应浓度,“效应”主要包括动物的运动抑制效应、生长抑制效应、呼吸抑制以及物种体色变化等中毒症状;动物慢性毒性测试终点为测试终点为无观察效应浓度(no observed effect concentration, NOEC)和最低观察效应浓度(lowest observed effect concentration, LOEC),此处的“效应”与急性毒性的“效应”类似;植物毒性针对不同受试物种,要求不同,当受试物种为藻类时,毒性效应终点应以96 h-LC50或96 h-EC50表示,即96 h半数致死浓度或96 h半数效应浓度,主要是生长抑制效应;当受试物种为水生维管束植物时,应采用慢性毒性实验,毒性终点为NOEC、LOEC、LC50和EC50,其效应也主要是生长抑制效应。 我国淡水生态系统物种存在多样性,故根据所获得的毒性数据的分布以及生物的营养级水平,总体上将水生动物分为脊椎动物和无脊椎动物两大类,又进一步将脊椎动物的分类具体至脊索动物门;无脊椎动物进一步细分为节肢动物门、刺胞动物门、软体动物门和轮虫动物门;水生植物主要包括绿藻门和蓝藻门。因基准推导的需要,又进一步将物种所属的科、属等进行归纳。按照数据筛选要求,共有21个物种的急性毒性数据满足制定基准值的要求,它们隶属于4门11科15属;4个物种的慢性毒性数据符合推导基准的要求,隶属于2门2科4属;3个物种的植物毒性数据符合推导基准的要求,隶属于1门3科3属(表1～表3)。需要说明的是,