应用电化学方法和生物学方法测定水环境中生物有效态铜浓度

黄圣彪 王子健*
（中国科学院生态环境研究中心环境水化学国家重点实验室，北京 100085）

1 前言

　　金属与生物有效性和毒性之间的关系，是制定金属水质标准的依据^[1]。随着对金属形态及其生物有效性和毒性关系研究的深入，产生了很多的机理描述模型，如FIAM，GSIM和BLM模型^[2-4]。这些模型分别从多种角度解释了环境因素对形态分布及其生物有效性和毒性的影响，各模型在一定程度上可给出重金属的生物有效性和毒性信息，但都存在缺陷，不能完全替代毒性实验。因此，建立合理的金属生物有效性和毒性预测模型，为建立新的水质标准提供依据，是国际环境界研究的热点。本论文通过在不同配体存在条件下，利用二步酸化阳极溶出伏安法（DAM-DPASV）和斜生栅藻生物毒性实验研究了铜形态和毒性之间的关系，提出了“生物活性态铜”的概念来描述水环境中生物有效态铜，并在官厅水库天然水样中得到验证。

2 研究方法

2.1 样品采集: 在北京市官厅水库共设7个采样点，过0.45μm的微孔滤膜过滤，在每个水样中加入铜浓缩液，确保每个水样中铜的浓度成一个浓度系列（以2×10^-6mol/L的间隔从0到 14×10^-5mol/L）。同时采取底泥提取腐植酸(FA)。
2.2 DAM-DPASV分析: 在毒性实验的同时，采用两步酸化DPASV(DAM-DPASV)方法来测定水溶液中电极有效态铜含量 ^[5]，溶出伏安法在M263恒电位仪和303A SMDE电极(EG&G)上进行，整套系统由计算机控制(M270软件)。
2.3 斜生栅藻毒性实验: 在模拟水样中加入不同浓度的分析纯NaHCO3, NaCl, EDTA和由官厅水库底泥提取的FA作为配体。OD 值被测定在分光光度计UV-120-02 (Shimadzu) 上。
2.4 计算和统计：实验三组平行，EC50值计算按照Trmmed Spearman-Karber 方法^[6]. 样品溶液中铜的形态分布用MINTEQ A2模型计算。聚类分析采用统计软件SPSS 10.0版本。

3 结果与讨论

3.1 不同配体存在条件下，铜对斜生栅藻的毒性作用
　　在模拟水中加入HCO₃^2-, Cl^- 和不同浓度的EDTA与FA，都能不同程度的降低铜对斜生栅藻的毒性， 这表明HCO₃^2-, Cl^-，EDTA和FA能够不同程度的减少水溶液中铜离子浓度以及斜生栅藻对铜的吸收，同时也表明它们与铜所形成的络合态不具有生物有效性。EC50值与模拟水中HCO₃^2-, Cl^-，EDTA和FA浓度之间的关系见表1，在这里FA的浓度转换成可溶性碳（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显示在HCO₃^2-, Cl^- 和FA同时存在时，EC50值随配体浓度的变化，FA是影响铜对斜生栅藻毒性的主要因素，分别是HCO₃^2-和Cl^-的44倍和24倍。
　　通过MINTEQA2 软件计算不同配体存在条件下模拟水中铜的存在形态，用统计学方法将不同铜形态和毒性（EC50）进行因子归类分析，发现所有形态可以聚为两类，CuCO₃aq；CuHCO₃⁺；CuCln-(n-2),Cu-EDTA, Cu-DOM为一类，Cu2+；CuOH+；Cu(OH)2aq和毒性（TP）为另一类型。因此可以假定相对于Cu2+；CuOH+；Cu(OH)2aq而言，CuCO₃aq；CuHCO₃⁺；CuCln-(n-2),Cu-EDTA, Cu-DOM没有或较少毒性特征。根据上述结果，我们提出了一种生物有效态铜浓度“[Cu^*]”： 　　　　[Cu^*]=[Culabile]-[ CuCO₃aq]-[ CuHCO₃⁺]-[ CuCln-(n-2)]　　　公式6
　　分别由[Cu2+], [Cu^*]表示的EC50值是一个常数，不随着HCO₃^2-, Cl^- ，EDTA和FA浓度的变化而变化。事实上，水溶液中有机成分的存在并不影响铜的无机形态的分配。^[Cu*]与铜对斜生栅藻的毒性（TP）之间呈线形关系:
　　TP=1.2 log[Cu^*]+4.73 (R2=0.6428,n=34)　　　公式7
　　这一关系式能被用于预测水溶液中铜的毒性。为了进一步确定这一关系式在预测水环境中铜毒性的可行性，我们通过铜的加标实验对这一关系式在官厅水库水样中加以验证。
3.2 铜在天然水体中的毒性预测
　　对官厅水库水样进行铜加标实验，在半有效浓度时，铜各种形态的浓度以及此时对斜生栅藻的预测抑制率见表3。^[Cu*]在1.58-1.80×10-6mol/L之间，比^[Culabile]小的多。通过公式7由^[Cu*]计算的EC50值在1.67×10-6mol/L之间，小于^[Cut]表示的EC50值，进一步证明，由总铜浓度为水质标准对环境起到一种过保护作用。通过公式7由^[Cu*]得到的预测抑制率与生物实验结果显示了很好的一致性，在铜的半有效浓度时，由公式7预测的对斜生栅藻的抑制率在47.2%-55.0%之间。经统计分析证明，预测抑制率和实验测定抑制率之间的偏差（小于10%）是不明显的。因此对于描述天然水体中铜的生物有效性，^[Cu*]提供了一个可行的参数。

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 结论

　　借助DAM-DPASV测定和铜形态计算得到的[Cu^*]能够替代FIAM 模型中的Cu2+来预测天然水体中铜的毒性，同时排除了碳酸铜络合态和氯化铜络合态对铜毒性的影响。

参考文献
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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