黃河流域阿特拉津的水質基準研究

劉萌碩，王召丁，馬云龍，劉夢潔，高曌，李宛星，王莉

鄭州大學生態(tài)與環(huán)境學院，鄭州 450001

阿特拉津(C8H14ClN5)的高效性和化學穩(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70 000～90 000 t，中國2013年消費量達23 000 t[1-2]。美國環(huán)境保護局(US EPA)2007年將其列為潛在地下水污染的優(yōu)先化學物質，聯合國世界衛(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]。農業(yè)生產中使用大量的除草劑以確保作物質量及產量，但其殘留物會產生嚴重的環(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)存在數十年[6]，會導致地表水和地下水的污染，明顯的遷移特性導致在海水和冰中[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，且其殘留效應難以消除，因此它會對生態(tài)系統(tǒng)產生源源不斷的威脅[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]；它的存在會對內分泌、中樞神經和免疫系統(tǒng)產生威脅[11]；此外，阿特拉津還可觸發(fā)人體內卵巢癌細胞芳香化酶活性[12]，并導致精液質量變差、睪丸癌發(fā)病率增加[13]。

目前關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、長期水質基準值為2.60 μg·L-1和0.0071 μg·L-1后，關于我國其他流域阿特拉津水質基準的研究鮮有報道，且尚未有相應的國家水質基準。而黃河作為我國北方地區(qū)的重要水源，大約有15%的農業(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)境質量標準中雖制定了阿特拉津的限值，但在制定時主要依據的是美國、歐洲等發(fā)達國家及國際組織的相關水質標準和水生生物毒性數據[19]，并非基于我國水生生物相關毒理學研究得出，無法保證能因地制宜地保護我國水生生物。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基準研究的空白，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基準。

為使推導的水生生物水質基準符合黃河流域的特征，基于文獻資料整理了黃河流域的水生生物清單，結合阿特拉津對黃河流域水生生物的急性和慢性毒性效應，分別采用《淡水水生生物水質基準制定技術指南》(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)境保護局(US EPA)推薦使用的毒性百分數排序法(SSR法)進行水生生物水質基準推導，以保證推導結果的準確性，并對國內外相關水環(huán)境標準/基準進行討論分析，以期為黃河流域阿特拉津水質基準制定和水生態(tài)環(huán)境管理提供科學依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 數據篩查

水生生物初篩：基于現有文獻資料，最初以“黃河、水生生物”為主題詞進行查找，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”為主題詞進行詳細檢索，數據收集截止時間為2019年12月，最終參考《黃河魚類志》以及55篇文獻進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上進行毒理數據初篩，使推導基準結果更符合黃河流域生物特征。

毒性數據篩選：阿特拉津的淡水水生生物毒性數據來自US EPA的ECOTOX數據庫(http://cfpub.Epa.Gov/ ecotox/)和公開發(fā)表的中英文相關文獻，中文文獻源于中國知網數據庫，以“阿特拉津、莠去津、毒性、生物毒性、急性毒性和半數致死濃度等”為主題詞進行檢索，英文文獻源于ScienceDirect數據庫，以“atrazine toxicity、reproductive toxicity等”為主題詞進行檢索，數據收集截止時間為2020年12月。依據US EPA基準技術指南及我國《淡水水生生物水質基準制定技術指南》(HJ 831—2017)的要求進行數據篩選，對篩選后的毒性數據使用Shapiro-Wilk檢驗方法進行正態(tài)分布檢驗，P>0.05則認為(對數轉換)數據符合正態(tài)分布。

1.2 水質基準推導方法

目前應用較多的水生生物水質基準推導方法主要有SSD法、SSR法等。SSD法因原理易懂、計算簡單和應用方便受到研究者關注[20]，建立物種敏感度分布曲線的一般步驟包括：(1)毒性數據獲??；(2)數據處理；(3)曲線擬合；(4)5%危害濃度(HC5)的計算[21]。本研究中SSD法的推導過程參考已有文獻[22]進行。SSR法將污染物的急性和慢性毒性效應分開考慮，推導的一般步驟是：(1)毒性數據獲?。?2)得到屬內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)計算得到基準最大濃度(CMC)和基準連續(xù)濃度(CCC)[23]。該法簡單易行，主要依據公式計算，可操作性和可視性強[24]，本研究中SSR法的推導過程參考已有文獻[23]進行。

2 結果與討論(Results and discussion)

基于文獻整理了黃河流域水生生物清單，發(fā)現黃河流域現有魚類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；現有浮游動物89種，占17.38%，優(yōu)勢物種有變形蟲、沙殼蟲等；現有浮游植物145種，占28.32%，優(yōu)勢物種有微小平裂藻、角甲藻等；現有水生植物17種，占3.32%；現有兩棲類動物7種，占1.37%。以上水生生物統(tǒng)計結果將為后期毒性數據初步篩選提供依據，有助于充分利用黃河流域現有水生生物進行毒性數據初篩，并結合受試物種要求進一步篩選，解決黃河流域本土毒性數據缺乏的問題。

2.1 阿特拉津對水生生物的毒性數據

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

毒性數據滿足指南中物種要求，涵蓋了水生植物/初級生產者、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。急性毒性數據涵蓋了推導水質基準的主要生物類群(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，而且已通過對數正態(tài)分布的Shapiro-Wilk檢驗(P>0.05)，因此急性毒性數據推導的水質基準較為可信。本次選用SSD、SSR這2種方法進行水質基準推導，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 阿特拉津對黃河流域本土水生生物的毒性數據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基準值

2.2.1 基于SSR法的水質基準推導

利用SPSS 25.0對GMAV取對數后的急性數據進行正態(tài)分布檢驗，經檢驗發(fā)現其分布符合正態(tài)分布(均值為0.61，標準差為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模型進行曲線擬合(圖1)，擬合總結果如表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基準，推導的有效毒性數據有51條且涵蓋了足夠營養(yǎng)級，因此評估因子取2，得到短期水質基準值為14.90 μg·L-1。只有部分慢性毒性數據滿足推導水質基準的要求，不足以建立模型，所以根據HC5與急慢性比的比值計算長期水質基準值，根據草魚、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)，得到長期水質基準值為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基準值和長期水質基準值分別為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法的水質基準推導

參照《淡水水生生物水質基準制定技術指南》(HJ 831—2017)，對最敏感的4個屬，即P值最小的4個屬的GMAV進行擬合。對GMAV進行排序后，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。

符合基準推導要求的阿特拉津慢性毒數據較少(4個)，數據量未滿足推導FCV要求，因此利用急慢性比(ACR)，根據公式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，但本次推導中慢性毒理數據及植物毒理數據較少，不足以對FPV、FRV進行推導，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 水質基準推導結果對比分析

SSD法和SSR法推導出的阿特拉津短期水質基準值分別是14.90 μg·L-1和14.20 μg·L-1，長期水質基準值分別是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據，得出的基準值可以保護絕大多數水生生物[23]；SSR法推導的最終基準值很大程度上依賴于敏感物種的數據[57]。整體上推導出的水質基準較相近，特別是短期水質基準值，這是因為急性數據比較充足，得到的短期水質基準值確定性較高，但慢性數據不足會使得基于SSD法的長期水質基準值確定性降低。而且已有研究表明，當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基準值為SSR法的結果：短期水質基準值14.20 μg·L-1和長期水質基準值2.85 μg·L-1。與已推導出的長江三角洲[16]短期水質基準值2.60 μg·L-1，長期水質基準值0.0071 μg·L-1相比要大很多，推測原因主要有：(1)最終基準值選用的方法不同，長江三角洲流域、黃河流域分別采用了SSD法、SSR法的推導結果，SSD法的結果相對較嚴格；(2)所用毒性數據基于的生物物種不同，黃河流域所用毒理數據多集中在藻類，而長江三角洲流域多集中在底棲、魚類等動物(>70%)，曲線擬合時毒性數據點分布較集中；(3)不同流域內生態(tài)系統(tǒng)的復雜程度、生物區(qū)系分布不同，長江流域魚類、浮游生物、底棲動物物種數均是黃河流域的數倍，甚至數十倍，故對農藥敏感的物種較黃河流域多，水生生物保護需求更大；(4)長江三角洲流域較黃河流域水產養(yǎng)殖業(yè)更發(fā)達，農藥使用量大，故基準制定更為嚴格。

2.2.4 阿特拉津相關標準對比分析

國內外在相關水質標準/基準中對阿特拉津的安全閾值進行了限定，其主要規(guī)定限值如表4所示。《地表水環(huán)境質量標準》阿特拉津的濃度閾值(3 μg·L-1)與毒性百分數法推導出的長期水質基準值(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)布的地表水標準制定時主要參考當時已有的指導值，后續(xù)地下水、飲用水標準的制定又參考了地表水標準。加拿大GuidelinesforCanadianDrinkingWaterQualitySummaryTable提出的標準限值(5 μg·L-1)與我國地表水標準的限值差距不大。美國NationalRecommendedWaterQualityCriteria—AquaticLifeCriteriaTable中雖將阿特拉津列入，但未指定其水生生物水質基準指導值。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基準值1.8 μg·L-1，這與毒性百分數法推導出的長期基準值2.85 μg·L-1處于同一數量級。

表4 相關水質標準/基準中阿特拉津的限值Table 4 Limits of atrazine in related standards

綜上所述，本研究結果表明：以黃河流域水生生物為保護對象，使用SSD法和SSR法推導了阿特拉津的水質基準，二者推導結果較接近。由于慢性數據不足會使得基于SSD法的長期水質基準值確定性降低，而且當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法推導得出的短期水質基準值14.20 μg·L-1和長期水質基準值2.85 μg·L-1作為黃河流域阿特拉津的水生生物水質基準推薦值。