pH對沉積物中五氯酚毒性的影響及其質量基準值推導

王園圓， 張彥峰， 祝凌燕

南開大學環境科學與工程學院， 環境污染過程與基準教育部重點實驗室， 天津 300350

PCP(pentachlorophenol, 五氯酚)曾被普遍用作殺蟲劑、除草劑、消毒劑和木材防腐劑[1-2]，具有生物累積性、生物毒性、持久性等特點[3-6]，已經被列入優先控制污染物的名單[7]. 雖已禁止生產和使用，但PCP在環境介質及生物體、人體內仍有一定殘留[8-12]，對自然生態環境和人體生命健康構成潛在的危害. 沉積物是自然水體中污染物的蓄積庫，研究[13]表明PCP能夠長期穩定存在于沉積物中. 沉積物質量基準(sediment quality criteria, SQC)是污染物對底棲生物或其他水生生物不產生有害影響的最大允許濃度值，其推導方法主要包括相平衡分配法(equilibrium partitioning approach, EqPA)和生物效應數據庫法(biological effect database for sediment, BEDS)[14]. 相平衡分配法主要應用于“非離子有機污染物”沉積物質量基準值的推導[15]，不適用于PCP等可電離有機污染物，且生物效應數據庫法需要豐富的沉積物毒性數據，PCP沉積物毒性數據尚未滿足要求. 在毒性數據符合要求的情況下，基于生物效應的SSD (species sensitivity distributions, 物種敏感度分布法)是較為科學合理的沉積物質量基準推導方法[16-19].

PCP的解離常數pKa為4.75，在自然水體中以中性分子態(C6Cl5OH)和陰離子態(C6Cl5O-)的形式存在[20]. pH會改變PCP的形態比例，且分子態PCP能通過細胞膜擴散進入生物體內，其毒性高于離子態PCP，從而pH對PCP生物毒性有較大的影響[21-23]. 如XING等[24]研究發現隨著水體pH升高，PCP對大型溞(Daphniamagna)的毒性降低. 相關研究推導的PCP水質基準是關于pH的函數[8,24-25]，因此PCP等可電離有機物沉積物基準值的推導要充分考慮環境要素pH的影響.

關于有機物沉積物質量基準值的研究主要集中在非離子有機污染物[16-17,26]，對于可電離有機污染物質量基準值研究鮮見報道. 該文擬進行PCP沉積物質量基準值的研究，但目前關于不同pH下沉積物中PCP對底棲生物的毒性效應研究相對較少，PCP沉積物質量基準值研究缺乏有效數據. 因此以底棲生物河蜆、泥鰍、伸展搖蚊為受試生物，研究不同pH下沉積物中PCP對生物急性、慢性毒性效應的影響，探討沉積物中PCP毒性效應值與pH的關系. 從而應用SSD法推導PCP關于pH的沉積物質量基準，并對我國重點水系、湖泊沉積物中的PCP進行生態風險評價，以期為我國淡水生態環境的污染控制提供科學理論依據.

1 材料與方法

1.1 不同pH下沉積物中PCP的毒性效應

1.1.1試驗材料

PCP(純度98%, Sigma-Aldrich公司)；3-(N-嗎啡啉)丙磺酸MOPS、2-環己胺基乙磺酸CHES(純度99%，上海阿拉丁生化科技股份有限公司)；其余試劑為色譜純或分析純.

伸展搖蚊(Chironomusriparius)是實驗室長期馴養的底棲生物；河蜆(Corbiculafluminea)、泥鰍(Misgurnusanguillicaudatus)購自花鳥魚蟲市場，于實驗室馴養1個月，期間死亡率小于5%.

采用Pasteris等[27]的方法，將無污染沉積物風干后去除雜物并磨碎過40目(450 μm)篩，室溫放置待用. 沉積物的pH為7.8，含水率為2.06%，TOC質量分數為3.75%，PCP未檢出. 沉積物加標染毒參考OECD 225[28]推薦的方法，將溶于甲醇的PCP溶液加到少量沉積物中，避光放置24 h后將剩余干凈沉積物分多次加入混勻，得到PCP加標土樣. 加入曝氣水后室溫下避光平衡1周，平衡期間隔天攪拌1次，試驗開始前測定沉積物中w(PCP).

1.1.2主要儀器

多功能參數測量儀(Multi 3620 IDS，德國WTW公司)；TOC分析儀(Multi NC 3100，德國耶拿公司)；冷凍干燥機(FD-1A-50，北京博醫康科技有限公司)；高速離心機(SORVALL ST 16，美國賽默飛世爾科技公司)；超聲波萃取儀(KQ-5200，昆山市超聲儀器有限公司)；氮吹儀(NV-15G，天津博納艾杰爾科技有限公司)；氣相色譜儀(7890A，安捷倫科技有限公司).

1.1.3試驗設計

底棲生物沉積物毒性測試參考OECD 218[29]及Ristola等[30]方法進行，毒性試驗均設置4個平行，同時設有完全空白對照組和溶劑空白組. 伸展搖蚊毒性試驗容器為250 mL玻璃燒杯，每個燒杯中約50 g沉積物；河蜆和泥鰍毒性試驗容器為 1 000 mL玻璃燒杯，每個燒杯中約150 g沉積物. 沉積物與上覆水體積比約為1∶4，每個容器中河蜆、泥鰍、伸展搖蚊放置個數分別為7、6、12只.

我國淡水水體沉積物pH一般為6.3～8.5[31-32]，因此該試驗設計3個pH梯度，分別為6.5、7.5、8.5. 上覆水為曝氣自來水配置的5 mmolL MOPS (pH分別為6.5和7.5)和5 mmolL CHES (pH為8.5)pH緩沖液[33]，在沉積物-水系統平衡期間每隔1 d用0.1 molL HCl和NaOH調節pH，直至pH穩定. 沉積物毒性測試均采用靜態試驗系統，試驗過程中維持上覆水溫度、ρ(DO)、電導率等水質參數穩定. 試驗期間每天定時觀察生物行為特征變化，試驗結束時將沉積物過篩，記錄生物存活個數.

試驗開始時沉積物pH實測值與理論設定值有一定的偏差，試驗結果以實測pH為準. 急性和慢性毒性試驗結束時沉積物pH較試驗開始時波動范圍均小于0.2. 不同pH毒性試驗中完全空白和試劑空白組底棲生物死亡率均小于10%.

采用Excel 2016軟件處理數據;采用SPSS 19.0統計軟件概率單位分析法計算沉積物毒性效應值;試驗結果均用Origin 8.0軟件作圖.

1.1.4測定方法

1.1.4.1沉積物pH的測定

沉積物冷凍干燥后過100目(0.15 mm)篩，稱量10 g沉積物樣品，加入25 mL無CO2蒸餾水，攪勻后靜置30 min，使用多功能參數測量儀進行沉積物pH測定.

1.1.4.2樣品中w(PCP)的測定

沉積物樣品冷凍干燥后，取0.5 g土樣加0.1 mL硫酸溶液(9 molL)酸化，用10 mL正己烷丙酮混合液(體積比為1∶1)超聲萃取1 h，萃取2次后合并上清液. 再用10 mL 0.1 molL碳酸鉀溶液振蕩提取2次合并下層水溶液. 水相中加入1 mL乙酸酐振搖后加5 mL正己烷，振蕩后取上層正己烷相. 經無水硫酸鈉脫水后氮吹，正己烷定容至1 mL待測. 沉積物中PCP加標回收率為95.5%～100.0%.

PCP衍生物分析測定在Agilent 7890A氣相色譜儀上進行，采用30 m×0.25 mm×0.25 μm DB-5毛細管柱，具體色譜分析條件參考水質中PCP測定的國家標準方法[34].

1.2 PCP沉積物質量基準的推導

1.2.1毒性數據的搜集、篩選和轉化

通過檢索Web of Science、CNKI及美國環境保護局的ECOTOX數據庫獲得PCP沉積物毒性數據和水生生物毒性數據，毒性數據篩選原則參考文獻[17,35-36]，記錄試驗體系的pH. 利用相平衡分配法并且考慮pH影響因子將水生生物毒性數據轉化為對應的沉積物毒性數據，再根據沉積物中PCP毒性與pH的定量關系，將不同pH下生物毒性效應值統一轉化為pH為7.0下的毒性效應值[8,24].

Csed=KOC×fOC×Cwater1 000

(1)

式中：Csed為轉化后的沉積物中PCP生物毒性數據，μgg；KOC為PCP固相有機碳分配系數，該研究中lgKOC=-0.37pH+5.18[37]；fOC為沉積物中有機碳質量分數，通常取1%[15];Cwater為淡水水體中PCP生物毒性數據，μgL.

1.2.2SSD曲線擬合與基準值計算

將篩選轉化后pH為7.0的沉積物PCP生物毒性效應數據從小到大進行排序并編號，計算每個生物物種毒性效應數據的累計頻率，即數據編號(數據總數+1)×100%. 以生物毒性數據對數值為橫坐標，累積百分比為縱坐標作圖，使用Origin 8.0軟件進行曲線擬合，模型種類參考文獻[38]，選取擬合優度最高的模型計算HC5[39-40]，CMCsed(急性基準值)和CCCsed(慢性基準值)計算公式[41]：

CMCsed=HC5, acuteAF

(2)

CCCsed=HC5, chronicAF

(3)

式中：HC5, acute、HC5, chronic分別為能夠保護95%的生物物種不受危害的急性、慢性濃度，μgg；AF為評估因子，取值1～5，評價因子的選擇需考慮毒性數據質量、包含物種的種類數和代表性、毒性終點選擇、統計過程不確定性等.

1.3 沉積物中w(PCP)數據的搜集

在Web of Science和CNKI數據庫中搜集我國淡水水系干流、主要支流及湖泊(舍棄近海口)表層沉積物中w(PCP)，篩選得到最近年份沉積物中w(PCP)(以干質量計)，并記錄文獻報道相應采樣點沉積物pH.

將不同pH下沉積物中w(PCP)數據轉化為pH為7.0時的w(PCP)數據，與pH為7.0時的沉積物質量基準值比較，評估其生態風險. 當w(PCP)≥CMCsed時，代表較高風險；當w(PCP)介于CCCsed與CMCsed之間時，代表中等風險；當w(PCP)

2 結果與討論

2.1 沉積物pH對PCP毒性的影響

沉積物中PCP急性毒性試驗結果如表1所示，在沉積物pH為6.6～8.6時，隨著pH升高，96 h-LC50值也升高，PCP對河蜆、泥鰍、伸展搖蚊的96 h-LC50值范圍分別為2.99～7.64、8.05～8.76、10.50～22.30 μgg. 沉積物中PCP慢性毒性試驗結果如表2所示，在pH為6.6～8.4時，PCP對泥鰍的30 d-LC10值為0.26～0.80 μgg，對伸展搖蚊的21 d-EC10值為0.28～0.54 μgg，同樣沉積物中PCP對底棲生物的慢性毒性效應值隨著pH升高而升高. 對于這3種底棲生物，不同pH下PCP對河蜆的96 h-LC50值最小，對伸展搖蚊96 h-LC50值最大，故河蜆對PCP的毒性比較敏感，伸展搖蚊的耐受性更強.

表1 不同pH下沉積物中PCP的急性毒性效應值

表2 不同pH下沉積物中PCP的慢性毒性效應值

將沉積物中PCP對數生物毒性效應值與pH做線性回歸分析，結果見表3. 在沉積物pH為6.5～8.5時，PCP對底棲生物毒性效應的對數值隨著pH升高而增加，并呈現良好的線性關系(R2>0.8)，表明沉積物中PCP的生物毒性隨pH升高而降低，與文獻[42]研究結果相似.

表3 沉積物中PCP毒性效應值與pH的關系

沉積物對PCP的吸附機理較非離子有機化合物更加復雜，在該研究中沉積物pH設定值為6.5～8.5，即PCP同時以分子態和離子態兩種形式存在. 隨著沉積物pH升高，離子態PCP比例增加，與帶負電荷的沉積物顆粒間靜電排斥作用力增大，從而減少PCP在沉積物上的吸附量. 相關研究均證明土壤沉積物對PCP吸附量隨著pH升高而降低[43-44], 且分子態PCP對生物毒性大小起主要作用. 因此隨著pH升高，沉積物中PCP對底棲生物毒性降低.

2.2 PCP沉積物質量基準

2.2.1PCP沉積物毒性數據匯總

3種底棲生物(伸展搖蚊、河蜆、泥鰍)的ln LC50與pH回歸方程的斜率值分別為0.375、0.494和0.046(見表3)，采用其幾何平均值(0.204)作為沉積物中PCP急性毒性值與pH的關系方程的斜率值. 目前不同pH下沉積物中PCP慢性毒性效應數據有限，因此沉積物中PCP慢性毒性效應值與pH的關系方程采用與急性毒性相同的斜率[8,24-25].

Csed, 7.0=Csed, pH×e0.204×(7.0-pH)

(4)

式中：Csed, pH為原始pH時沉積物中w(PCP)毒性數據，μgg；Csed, 7.0為轉化后pH為7.0時沉積物中w(PCP)毒性數據，μgg.

根據PCP毒性值與沉積物pH間的定量關系〔見式(4)〕，將收集到不同pH下的沉積物毒性值轉化為pH為7.0下的毒性值，總計得到PCP急性毒性生物效應數據26個，慢性毒性生物效應數據18個，生物種類滿足“三門六科”的要求[45]，結果見表4、5.

2.2.2SSD推導PCP沉積物質量基準

SSD曲線模型擬合結果如圖1所示，S-Gompertz 模型對PCP沉積物急性和慢性毒性數據擬合效果最佳，HC5, acute值為0.217 μgg，HC5, chronic值為0.012 μgg. 從表4、5可以看出，篩選得到的PCP毒性數據量比較充足，急性毒性數據來自5門13科水生生物，慢性毒性數據來自4門11科水生生物，因此AF取1，并且pH為7.0時，CMCsed和CCCsed分別為0.217、0.012 μgg. 結合毒性效應值與pH的定量關系，推導得到PCP以pH為變量的沉積物質量基準〔見式(5)(6)〕. 在沉積物pH為6.0～9.0時，CMCsed和CCCsed分別為0.176～0.325、0.010～0.018 μgg.

CMCsed=e0.204pH-2.96

(5)

表4 用于計算PCP沉積物質量基準的急性毒性數據

CCCsed=e0.204pH-5.85

(6)

該研究參考非離子有機污染物沉積物質量基準的研究[68]，同時考慮環境要素pH對PCP毒性的影響，推導了不同pH(6.5～8.5)下可電離有機污染物PCP的沉積物質量基準值. 但目前不同pH沉積物中PCP對底棲生物毒性效應數據有限，故需補充相關方面研究工作，豐富本土沉積物底棲生物毒性數據，優化基準值推導方法，以期獲得更為準確的PCP沉積物質量基準值.

2.3 我國主要河流、湖泊沉積物中PCP的風險評估

搜集近年來有關我國淡水水體表層沉積物中w(PCP)數據，共計98個采樣點(見表6)，w(PCP)范圍為ND(未檢出)～65.10 ngg. 僅有1.0%的采樣點沉積物中w(PCP)介于CCCsed與CMCsed之間，其余99.0%的采樣點沉積物中w(PCP)均低于該研究推導的CCCsed. 其中沉積物中w(PCP)最高(65.10 ngg)采樣點位于海河，w(PCP)較高的原因可能是該采樣點位于曾經的PCP生產化工廠附近[69]. 總體上我國大部分河流湖泊沉積物中PCP風險較低，但個別地區可能存在潛在的生態風險，需要引起廣泛的關注.

表5 用于計算PCP沉積物質量基準的慢性毒性數據

圖1 模型擬合PCP急性、慢性毒性數據SSD曲線Fig.1 Models for fitting SSD curve with acute and chronic toxicity data of PCP

表6 我國主要河流、湖泊沉積物中PCP的生態風險評估

3 結論

a) pH影響沉積物中PCP對底棲生物毒性，沉積物pH越低，PCP毒性越高. 在沉積物pH為6.5～8.5時，PCP對河蜆、泥鰍、伸展搖蚊的96 h-LC50值分別為2.99～7.64、8.05～8.76、10.50～22.30 μgg；PCP對泥鰍的30 d-LC10值為0.26～0.80 μgg，對伸展搖蚊的21 d-EC10值為0.28～0.54 μgg. 3種生物中河蜆對PCP毒性最為敏感.

b) PCP沉積物質量基準值與pH的關系函數為CMCsed=e0.204pH-2.96、CCCsed=e0.204pH-5.85. 沉積物pH為7.0時，CMCsed和CCCsed分別為0.217、0.012 μgg.

c) 我國主要淡水河流、湖泊沉積物中PCP風險較低，個別地點沉積物中殘留的PCP存在潛在的生態風險，對水生生物可能造成危害.