黃圣彪 王子健*
（中國科學院生態環境研究中心環境水化學國家重點實驗室，北京 100085）

1 前言

　　金屬與生物有效性和毒性之間的關系，是制定金屬水質標準的依據^[1]。隨著對金屬形態及其生物有效性和毒性關系研究的深入，產生了很多的機理描述模型，如FIAM，GSIM和BLM模型^[2-4]。這些模型分別從多種角度解釋了環境因素對形態分布及其生物有效性和毒性的影響，各模型在一定程度上可給出重金屬的生物有效性和毒性信息，但都存在缺陷，不能完全替代毒性實驗。因此，建立合理的金屬生物有效性和毒性預測模型，為建立新的水質標準提供依據，是國際環境界研究的熱點。本論文通過在不同配體存在條件下，利用二步酸化陽極溶出伏安法（DAM-DPASV）和斜生柵藻生物毒性實驗研究了銅形態和毒性之間的關系，提出了“生物活性態銅”的概念來描述水環境中生物有效態銅，并在官廳水庫天然水樣中得到驗證。

2 研究方法

2.1 樣品采集: 在北京市官廳水庫共設7個采樣點，過0.45μm的微孔濾膜過濾，在每個水樣中加入銅濃縮液，確保每個水樣中銅的濃度成一個濃度系列（以2×10^-6mol/L的間隔從0到 14×10^-5mol/L）。同時采取底泥提取腐植酸(FA)。
2.2 DAM-DPASV分析: 在毒性實驗的同時，采用兩步酸化DPASV(DAM-DPASV)方法來測定水溶液中電極有效態銅含量 ^[5]，溶出伏安法在M263恒電位儀和303A SMDE電極(EG&G)上進行，整套系統由計算機控制(M270軟件)。
2.3 斜生柵藻毒性實驗: 在模擬水樣中加入不同濃度的分析純NaHCO3, NaCl, EDTA和由官廳水庫底泥提取的FA作為配體。OD 值被測定在分光光度計UV-120-02 (Shimadzu) 上。
2.4 計算和統計：實驗三組平行，EC50值計算按照Trmmed Spearman-Karber 方法^[6]. 樣品溶液中銅的形態分布用MINTEQ A2模型計算。聚類分析采用統計軟件SPSS 10.0版本。

3 結果與討論

3.1 不同配體存在條件下，銅對斜生柵藻的毒性作用
　　在模擬水中加入HCO₃^2-, Cl^- 和不同濃度的EDTA與FA，都能不同程度的降低銅對斜生柵藻的毒性， 這表明HCO₃^2-, Cl^-，EDTA和FA能夠不同程度的減少水溶液中銅離子濃度以及斜生柵藻對銅的吸收，同時也表明它們與銅所形成的絡合態不具有生物有效性。EC50值與模擬水中HCO₃^2-, Cl^-，EDTA和FA濃度之間的關系見表1，在這里FA的濃度轉換成可溶性碳（DOC）的含量。

Table.1 Variation in Cu toxicity indicated by the total copper to S.oblignus as a function of ligand concentration: HCO₃^2-, Cl^-，EDTA和FA. Equation Ligands Regression Relationship 1 HCO₃^2- Y=0.89 x1 + 2.85 R²=0.9937,n=7 2 Cl^- Y=0.78 x1 + 0.89 R²=0.9760,n=6 3 EDTA Y=0.74 x3 + 2.83 R²=0.9683,n=6 4 FA Y=1.82 x4 + 2.12 R²=0.9430,n=5 5 HCO₃^2-,Cl^-，FA Y=3.92+0.17x1+0.08x2+3.52x4 R²=0.8741,n=15

　　其中：x1-HCO₃^2-,10-4mol/L ；x2-Cl^-,10-4mol/L；x3-EDTA,10-4mol/L；x4-DOC,mg/L

　　公式5顯示在HCO₃^2-, Cl^- 和FA同時存在時，EC50值隨配體濃度的變化，FA是影響銅對斜生柵藻毒性的主要因素，分別是HCO₃^2-和Cl^-的44倍和24倍。
　　通過MINTEQA2 軟件計算不同配體存在條件下模擬水中銅的存在形態，用統計學方法將不同銅形態和毒性（EC50）進行因子歸類分析，發現所有形態可以聚為兩類，CuCO₃aq；CuHCO₃⁺；CuCln-(n-2),Cu-EDTA, Cu-DOM為一類，Cu2+；CuOH+；Cu(OH)2aq和毒性（TP）為另一類型。因此可以假定相對于Cu2+；CuOH+；Cu(OH)2aq而言，CuCO₃aq；CuHCO₃⁺；CuCln-(n-2),Cu-EDTA, Cu-DOM沒有或較少毒性特征。根據上述結果，我們提出了一種生物有效態銅濃度“[Cu^*]”： 　　　　[Cu^*]=[Culabile]-[ CuCO₃aq]-[ CuHCO₃⁺]-[ CuCln-(n-2)]　　　公式6
　　分別由[Cu2+], [Cu^*]表示的EC50值是一個常數，不隨著HCO₃^2-, Cl^- ，EDTA和FA濃度的變化而變化。事實上，水溶液中有機成分的存在并不影響銅的無機形態的分配。^[Cu*]與銅對斜生柵藻的毒性（TP）之間呈線形關系:
　　TP=1.2 log[Cu^*]+4.73 (R2=0.6428,n=34)　　　公式7
　　這一關系式能被用于預測水溶液中銅的毒性。為了進一步確定這一關系式在預測水環境中銅毒性的可行性，我們通過銅的加標實驗對這一關系式在官廳水庫水樣中加以驗證。
3.2 銅在天然水體中的毒性預測
　　對官廳水庫水樣進行銅加標實驗，在半有效濃度時，銅各種形態的濃度以及此時對斜生柵藻的預測抑制率見表3。^[Cu*]在1.58-1.80×10-6mol/L之間，比^[Culabile]小的多。通過公式7由^[Cu*]計算的EC50值在1.67×10-6mol/L之間，小于^[Cut]表示的EC50值，進一步證明，由總銅濃度為水質標準對環境起到一種過保護作用。通過公式7由^[Cu*]得到的預測抑制率與生物實驗結果顯示了很好的一致性，在銅的半有效濃度時，由公式7預測的對斜生柵藻的抑制率在47.2%-55.0%之間。經統計分析證明，預測抑制率和實驗測定抑制率之間的偏差（小于10%）是不明顯的。因此對于描述天然水體中銅的生物有效性，^[Cu*]提供了一個可行的參數。

Table 2. Concentrations of different Cu species and predicted/measured toxicity to S. oblignus in Cu spiked natural waters Sampling sites EC50 ¹ [Culablie] ² [Cu^*] ³ Predicted toxicity (%) ⁴ A01 3.64 ± 1.23 2.44 ± 0.52 1.58 47.2 A02 4.19 ± 0.89 2.97 ± 1.01 1.75 53.7 A03 3.72 ± 0.72 3.00 ± 0.79 1.62 48.7 A04 4.08 ± 1.62 2.72 ± 1.11 1.53 45.1 A05 3.27 ± 0.84 2.98 ± 0.88 1.80 55.0 A06 4.24 ± 2.21 2.84 ± 1.57 1.67 50.7 A08 3.56 ± 0.97 2.43 ± 0.72 1.70 51.6

4 結論

　　借助DAM-DPASV測定和銅形態計算得到的[Cu^*]能夠替代FIAM 模型中的Cu2+來預測天然水體中銅的毒性，同時排除了碳酸銅絡合態和氯化銅絡合態對銅毒性的影響。

參考文獻
1 Hall. J.C, W.T. Hall C.T. Simmons. Water Quality Criteria for Copper. 1997, 9: 45-49.
2 Morel, F.M.M. Principles of Aquatic Chemistry, Wiley-Inter-Science. New York, 1983,p301.
3 Pagenkopf, G.K. Gill Surface Interaction Model for Trace-Metal Toxicity to Fishes: Role of Complexation, pH and Water Hardness. 1983,17:342-347.
4 DiToro, M. D., Allen, E.H., Bergman, L.H. et al. The Biotic Lignad Model, A Computational Approach for Assessing the Ecological Effects of Copper and Other Metals in Aquatic Systems. International Copper Association, Ltd, 2000.

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