太湖水体的潜在风险

多环芳烃(PAHs)是分子中含有2个或2个以上苯环的碳氢化合物及其衍生物,是环境中广泛存在的一类持久性有机污染物和半挥发性有机化合物.目前,PAHs对生物体的危害可发生在分子水平到整个生态系统水平[1-5].生态风险评价是定量研究污染物生态危害的有效手段[6].目前,物种敏感性分布(SSD)曲线已广泛应用于污染物的生态风险评价[7-11].由于城市化和工业化的迅速发展,太湖水体PAHs的含量水平及其引起的生态危害逐渐得到广泛关注,但对太湖水体PAHs生态风险的空间分布尚未报道.因此,本研究基于太湖梅梁湾、贡湖湾和胥口湾水体PAHs的浓度水平,利用SSD曲线法对7种单体PAHs和∑PAH7的生态风险进行评价,并对PAHs生态风险的空间分布进行探讨,以期为太湖水体PAHs的生态风险控制和管理提供科学依据.

1.研究方法

1.1研究区域太湖是我国的第3大淡水湖泊,位于长江三角洲南部(N30°55′40″~31°32′58″,E119°53′32″~120°36′10″),湖面面积约2338.1km2,平均深度2m,是典型的碟型浅水湖泊.全湖水系以太湖为中心,北部以无锡的直湖港为界,南部以原吴江市的吴娄港为界,向西河流以入湖为主,向东河流以出湖为主.太湖南岸为典型的圆弧形岸线,东北部曲折多湾,主要有北部的竺山湖、梅梁湾和贡湖及东部的胥口湖和东太湖[12].

1.2数据获取

1.2.1暴露浓度的获取

通过对研究区域的实地考察,2009年9月在太湖梅梁湾、贡湖湾和胥口湾共采集33个具有代表性的表层(0~20cm)水样,其中梅梁湾10个,贡湖11个,胥口12个(图1).使用有机玻璃采水器采集水样,每个样点采集3个平行样,共采集2~3L水样,装入棕色玻璃瓶中,按1mL:1L(甲醛:水)的比例加入5‰的甲醛溶液抑制微生物活性,水样冷藏运输到实验室,并放入冰箱冷藏保存,分批处理.将2L水样通过0.45μm滤膜后过固相萃取小柱,用二氯甲烷洗脱吸附在小柱上的PAHs,最后用氮气浓缩到0.5mL.用2.0g硅胶和1.0g无水硫酸钠层析柱净化,以正己烷洗脱后,再以正己烷和二氯甲烷淋洗(体积比1:1),收集洗脱液,进行高效液相色谱仪(HPLC)和荧光检测器分析.以甲醇/水作为流动相(流速1~1.5ml/min),采用梯度淋洗方法分离PAHs,甲醇体积百分含量从75%渐变到100%,控制温度为(20±2)℃.质量控制包括空白,基质空白、基质加标回收率.PAHs标准曲线决定系数在0.99以上,空白样无PAHs检出,回收率范围为60%~94%.根据毒性数据的可获取性选择7种代表性化合物进行分析,其含量水平统计值见表1.

1.2.2毒性数据的获取

为正确评价太湖梅梁湾、贡湖湾和胥口湾的生态风险,选择物种应该考虑以下原则:所选物种需要反映该区域生物区系特征;充分考虑物种的多样性,所选物种尽量包含太湖水生生态系统中各个营养级的代表性物种,这些物种能够代表生态系统生物群落特征.所选物种包括绿藻(Selenastrumcapricornutum),小球藻(Chlorellafusca),大型蚤(Daphniamagna),鲤鱼(Cyprinuscarpio),黑头呆鱼(Pimephalespromelas),罗非鱼(Tialpiazillii)、斑马鱼(Danilrerio),钩虾(Gammarusminus),摇蚊(Chironomusriparius),埃及伊蚊(Aedesaegypti)等物种.PAHs对水生生物的毒性数据从美国环保署毒性数据库(http://www.epa.gov/ecotox/)获取,根据以下原则对获取的数据进行筛选:评价终点选择反映种群、群落或生态系统效应水平的存活率、生长、死亡率或繁殖率等终点的毒性数据;对于持久性有机化合物,一般选择慢性毒性数据(无观察效应浓度,NOEC),如果没有可用的慢性毒性数据,可选择急性毒性数据(半致死浓度LC50或半效应浓度EC50),除以急/慢性数据比率(ACR)得到7种单体PAHs对水生生物的NOEC(表2),采用ECA(EuropeanChemicalsAct)中使用的急/慢性比,即ACR=100[13-14];对于藻类,选择暴露时间为4~7d的毒性数据;对于鱼类、甲壳类、软体动物和两栖类等水生生物,选择暴露时间96h的LC50或EC50;如果一个物种具有不同生命阶段的毒性数据,选择最敏感生命阶段的毒性数据,基于以上筛选原则最终获得Ace、Flu、Phe、Ant、Flua、Pyr和BaP的毒性数据(表2).SSD曲线的构建参照以下原则:对大于该化合物溶解度的毒性数据,计算其在效应分布中的秩,但不参与SSD的拟合;如果一个物种有多个毒性数据,计算几何均值;至少需要4个有效毒性数据来构建SSD曲线.

1.3生态风险评价方法

通过构建SSD曲线计算太湖水体PAHs对水生生物的危害比例(PAF),表征PAHs对水生生态系统的生态风险.SSD曲线拟合采用荷兰国立公共卫生与环境研究院开发的ETX2.0软件,该软件中SSD曲线基于Log-normal分布[15].单体PAHs对水生生物的PAF为给定暴露浓度在SSD曲线上对应的累积概率(图2),计算公式为式(1):22()21PAFe2πixiμσσ=(1)式中:μ为每种化合物对数转化后毒性数据的平均值,μg/L;σi为每种化合物对数转后毒性数据的标准差,μg/L;x为水体单体PAHs暴露浓度经对数转后的值,ng/L.Σ7PAH对水生生物的PAF可基于浓度加和方式按照式(2)~式(4)[15]进行计算.μEECHU10=(2)式中:HU为每种单体化合物的毒性单位,无量纲;EEC为每种化合物环境暴露浓度,ng/L.TMoAHUHUni=∑(3)式中:TMoAHU为不同化合物HU的加和.2TMoA2[ln(HU)]21msPAFe2πσσ∑=(4)式中:σ为不同化合物经对数转化后毒性数据标准差的均值,ng/L.

2结果与讨论

2.1SSD曲线的构建

7种PAHs的SSD曲线见图3,其拟合优度检验参数见表3.由表3可知,7种PAHs的SSD曲线Adderson-Darling统计值(A-D值)均小于显著性水平为0.05对应的临界值,说明Log-normal分配模型很好地拟合了7种PAHsSSD曲线.

2.2单体PAHs的生态风险

7种PAHs单体对水生生物的PAFs的统计值及PAFs的分布形式见表4.对原始数据符合正态分布的数据组,采用算术平均值代表PAHs对水生生物的PAF,对于符合对数正态分布的数据组,采用几何平均值代表PAHs对水生生物的PAF.从表4可知,Ace对水生生物的PAF最小,平均值为0,因而未对其进行进一步方差分析和空间分布研究.其他6种PAHs单体在三湖湾中均呈对数正态分布,Flu的PAF变化范围为0.0001%~0.0030%,几何均值为0.0005%,略高于Ace的生态风险;Flua对三湖湾水生生物的生态风险最大,PAF变化范围为0.5309%~5.0367%,平均值为1.1641%;Phe和Pyr对水生生物的生态风险仅次于Flua,PAF范围分别为0.0920%~0.5886%和0.0262%~3.4145%,几何均值分别为0.2206%和0.1633%,对水生生物的生态风险较大;BaP和Ant的PAF范围分别为0~1.1985%和0~0.6154%,几何均值分别为0.0175%和0.0021%,对水生生物的生态风险较小.7种单体PAHs对太湖水生生物的生态风险依次是Flua>Phe>Pyr>BaP>Ant>Flu>Ace.这与乔敏等[17]对梅梁湾沉积物中PAHs生态风险的排序并不一致,这主要因为沉积物和水体中PAHs组成成分和暴露浓度不同.由于污染来源和污染水平的不同,水体PAHs生态风险也会有差异,如天津市地表水水体中7种PAHs的生态风险依次为Ant>Pyr>Flu>Phe>Nap>Flua>BaP[18].另外,研究结果显示Ant对水生生物毒性较大,但其生态风险较低;相反,Phe对水生生物的毒性较小,但其生态风险较高.因此,PAHs的生态风险由暴露浓度和毒性数据共同决定,可使用蒙特卡罗敏感性分析技术进一步分析二者对生态风险的贡献率[19].