Page 356 - 《环境工程技术学报》2022年第5期

· 1712 · 环境工程技术学报 第 12 卷

济和社会发展中具有举足轻重的地位。汾河流域长
期以来形成以煤、焦、冶、电等能源原材料生产为主
的经济格局，铜的污染仍比较突出 [15] 。张旭芳 [16 ] 于
201 年分析得到汾河水体中的总铜浓度 为 5.2～
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42.6 µg/L，属于重污染。铜在汾河流域沉积物中也
有一定的富集，并存在较高的潜在生态风险 [17-18] 。汾
河具有独特的地理和气候环境特征，其高碱度和高
硬度水体中的铜浓度是否会对本土水生生物造成潜
在危害，目前鲜见报道。根据汾河水生生态系统及
水质参数深入研究区域性铜水生生物水质基准是进
行风险评价的前提。笔者通过筛选符合要求的汾河
流域淡水水生生物的铜毒性数据，基 于 BL M 方法推
导汾河铜的水质基准，并对汾河流域的铜暴露风险
进行评价，以期为汾河流域及我国铜的水质标准制
定和水质安全管理提供技术支持。

1 材料与方法
图 1 汾河水样采样点分布
1.1 研究区域及采样 Fig.1 Water sampling sites in the Fen River

根据汾河自然地理情况，从南至北（下游向上
河流域水生生物调研数据确定汾河物种组成。搜集
游）分别设置万 荣 (S1)、河津（S2）、新绛浍河（S3）、
2+
Cu 盐类对淡水水生生物的毒性数据，数据来源为
侯马（S4）、尧都区（S5）、洪洞洪安涧河（S6）、洪洞石
US EPA ECOTOX 数据 库 (http://cfpub.epa.gov/ecotx)、
滩（S7）、灵石段纯河（S8）、孝义文裕河（S9）、介休磁
美国 铜 200 年水质基准文件以及公开发表的中英
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窑河（S10）、祁县昌源河（S11）、小店潇河（S12）、小
文文献和报告。数据包括铜的急性、慢性毒性，以及
店太原（S13）、阳曲杨兴河（S14）、娄烦岚河（S15）共
+
2+
对应的暴露溶液中的主要阳离子（Ca 、Mg 、Na 、
2+
1 个采样点（ 图 1）， 于 202 年 9 月进行水样采集。
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0
2−
−
K ）、阴离子（SO 、Cl ） 和 DO 浓度等数据。依据
+
C
250 m 聚乙烯采样瓶 经 20 % 稀硝酸浸 泡 48 后， 4
L
h
我 国 HJ 831—2017《淡水水生生物水质基准制定技
用自来水冲 洗 3 遍，再用蒸馏水冲 洗 3 遍，自然晾干
术指南》中的最少物种需求原则和毒性数据筛选原
后备用。采样深度均不超过水面 下 50 cm，采样时水
则，对搜集到的数据进行筛选。对于急性毒性数据，
样充满采样瓶，不留有空气，并尽快运回实验室。同
时，采用美 国 HACH-Hydrolab-DS 在线水质参数仪 使用半抑制浓度（EC ）和半致死浓度（LC ）作为毒
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50
50
实时测定水体温度 和 pH。 性 终 点 。 对 于 慢 性 毒 性 数 据 ， 首 先 选 择 10%～
水样 经 0.45 µ m 滤膜过滤后，采用电感耦合等离 20 % 有效浓度（EC ），但当该有效浓度不可用时，使
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子体质谱仪（ICP-MS 7500a，美国安捷伦）分析铜和 用无观察效应浓度（NOEC）、最低观察效应浓度
主要阳离子（Ca 、Mg 、Na 和 + K ）的浓度。阴离子 （LOEC）和最大可接受毒物浓度（MATC） [29] 。如果
+
2+
2+
−
2−
（SO 和 Cl ）通过离子色谱法（Thermo ICS-2100，美 一个物种有多个毒性数据，则使用几何平均值作为
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国）进行分析。用燃烧法结合红外检测法，用总有机 最终的物种毒性值。
碳分析仪（O.I.Aurora 1030C）测定水中溶解性有机碳 1.3 铜急性毒性值的标准化
A
（DOC）浓度。硬度采用硬度数字滴定法（HACH 采 用 US EP 推荐铜的换算系 数 0.96，将未检
16900，美国）测定，碱度用便携式测试仪（HACH 测的试验水体中铜的总浓度换算成其溶解态浓
HQ40d, 美国）测定。本研究未检测出水样中的硫化 度 [11] 。采 用 BLM 2.2.3，依据美国铜保护水生生物水
物（S ），输 入 BL M 时均以默认 值 1×10 −1 0 代替。待 质基准文件 [11] ，将汾河实际测定的水质参数中值与
2−
测水样采用空白样和平行样进行质量控制。 所搜集急性毒性数据输入到模型中，获得不同物种
1.2 毒性数据的搜集 标准化的铜急性毒性值。采 用 SPSS 12. 软件对标
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根据汾河水生生物区系特征，搜集铜对汾河流 化的物种急性毒性数据进 行 Kolmogorov-Smirno 正
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域水生生物的毒性数据。根据张旭芳等 [16,19-28 ] 对汾 态检 验 (P>0.05)。采 用 HJ 831—201 中推荐 的 China-
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