影响银淡水生物水质基准的环境因素分析

马燕，吴丰昌，谭伟强,#，冯承莲，张瑞卿，王颖,4，白英臣,

1. 青岛理工大学环境与市政工程学院，生物环保与绿色化工研究中心，青岛266033 2. 中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012 3. 内蒙古大学环境与资源学院，呼和浩特010021 4. 北京师范大学水科学研究院，北京100875

影响银淡水生物水质基准的环境因素分析

马燕1，吴丰昌2，谭伟强1,#，冯承莲2，张瑞卿3，王颖2,4，白英臣2,*

1. 青岛理工大学环境与市政工程学院，生物环保与绿色化工研究中心，青岛266033 2. 中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012 3. 内蒙古大学环境与资源学院，呼和浩特010021 4. 北京师范大学水科学研究院，北京100875

水质基准是制定水环境质量标准，以及评价、预测和控制与治理水体污染的重要依据。为了系统分析水体硬度、物种门类和地域条件对水质基准的影响，本研究筛选了6门20科25种水生生物的毒性数据，用毒性百分数排序法推导了中国银的淡水生物水质基准。研究结果表明，银的基准最大浓度(CMC)与水体硬度呈幂函数关系，等式为CMC=0.85×e[0.62ln(水体硬度)-4.28]μg·L-1，基准连续浓度为0.02 μg·L-1。中国和美国2个不同生物区系研究都表明低等生物(无脊椎动物)比高等生物(脊椎动物)对银离子的毒性更为敏感。由地域条件引起的生物区系和敏感物种差异及基准推导方法的不同也会影响水质基准值。

银；淡水生物；水质基准；硬度校正；物种门类；生物区系；毒性百分数排序法

对水生生物而言，银离子(Ag+)是剧毒物质[1]，目前对银的致毒机理和毒理效应已做了较为系统的研究。例如，Ag+能通过与鱼鳃不断接触，沉淀或凝固在鱼鳃表面，阻止氧气和二氧化碳气体的交换，使鱼窒息死亡[2]。而银作为一种工业原料，广泛应用于生产和生活中，这些含银废水排入自然水体后，可能对水生生物产生严重危害[3]。水质基准是评价、预测、控制与治理水体污染的重要依据[4]。目前中国水质基准研究不足，现行的水质标准主要是借鉴美国和欧洲的水质基准值制定，所以建立适合我国水生态系统特征和国情的水质基准体系非常必要。

自2008年以来，中国水质基准研究取得巨大进展，相继提出了镉、锌、铜、硝基苯、无机汞等一系列水质基准值[5-11]。随着毒理数据的增多和推导方法的逐步完善，研究表明部分重金属水质基准值随着水体硬度的变化而发生变化。例如美国环境保护局(US EPA)基于大型溞、黑头呆鱼和虹鳟鱼等物种研究表明Ag+急性毒性值随水体硬度的升高而增大[1]。再如US EPA研究表明Cd2+的基准最大浓度(CMC)也随水体硬度的升高而增大[12]。中国地表水总硬度范围较广在4.5～15 600 mg·L-1(以CaCO3计)之间[13]，因此水体硬度对银的淡水生物水质基准值可能产生较大影响。前人研究表明低等生物(无脊椎动物)和高等生物(脊椎动物)对锌、无机汞等重金属毒性敏感性存在显著差异[7,10-11]，这可能是重金属离子对脊椎动物和无脊椎动物的致毒机理不同，导致其致死剂量存在差异。银离子是一种典型的重金属离子，可能具有相似规律，因此对比不同物种对银离子的毒性敏感性差异，可以为以后涉及银离子毒理学研究中物种选取提供指导。最近研究表明，中国和美国生物区系不同导致镉、锌、铜等重金属水质基准的差异[5-8]。因此地域条件引起的淡水生物区系和敏感物种的不同，也可能是影响银水质基准的重要因素。本文以中国银离子淡水生物水质基准为例，通过与美国、欧盟等的基准进行比较，重点阐述水体硬度和生物区系对银水质基准的影响，此外还初步探讨了不同门类生物对银离子毒性敏感性的差异。

1 研究方法(Methodology)

1.1 数据收集和筛选方法

银在水体中通常以自由态(Ag+)和结合态(如Ag2S，Ag2SO4，AgHCO3)存在[1]。水体中银的毒性主要来自于自由态的银离子，而结合态的银离子毒性大大降低[1]，因此本研究主要收集自由态的银离子对中国淡水生物的毒性数据。通过文献调研和数据库查询(http://cfpub.epa.gov/ecotox/、http://www.cnki.net/)自由态银离子对淡水生物的毒性数据，获得银对中国物种的毒性数据，数据发布日期截止到2013年12月31日。数据筛选标准如下：(1)实验用水必须给出硬度值，不使用以蒸馏水、去离子水、矿产流出液等作为实验用水的实验数据；(2)实验中必须设置对照实验，对照组实验条件必须跟实验组的完全一致，如果对照组中的物种大量死亡或表现出胁迫和疾病症状，不能使用该实验得出的结果；(3)在选取急性毒性测试终点时，鱼类统一采用96 h对应的半数致死浓度(LC50)或半数效应浓度(EC50)、溞类统一采用48 h对应的LC50或EC50，选取植物毒性测试终点时，藻类毒性效应终点以96 h对应的EC50表示，水生维管束植物的毒性效应终点以7 d对应的EC50表示；(4)对于急性毒性试验数据，不使用给受试物种喂食的毒性数据；对于物种急慢性比，选取急慢性毒性实验都喂食的毒性数据来计算。对收集的物种进行筛选，只保留中国本地物种，或是在中国已经成功大量繁殖的外来物种。

1.2 水质基准推导方法

毒性百分数排序法是US EPA推荐的基准推导方法[14]，该方法综合考虑生物急性和慢性毒性效应[4]，并且分别计算出基准最大浓度和基准连续浓度，既保证了水生生物免受急性毒性的影响，又保证了水生生物免受慢性毒性的影响。毒性百分数排序法已应用于美国水质基准的推导，并且成功推导了中国镉、锌、铜等的淡水生物水质基准。本研究也利用该方法推导中国银的淡水生物水质基准。

(1)根据US EPA所用原则，筛选计算斜率所用物种[12]。

(2)用筛选出的每个物种的急性毒性值除以该物种的几何平均值，得到归一化后的物种急性毒性值[14]。同样分别归一化每个物种的水体硬度。利用归一化后的物种急性毒性值和水体硬度推导出斜率[14]。

(3)利用公式(1)计算出硬度校正后的种平均急性值(SMAV)[14]，进而得到硬度校正后的属平均急性值(GMAV)。对所有物种的GMAV按从大到小的顺序进行排列，并且给其分配等级，计算每个GMAV的累积概率(P)，P=R/(N+1)(其中R为属平均急性值等级，N为属的个数)。参照文献推导CMC、基准连续浓度、最终植物值和最终残留值[14]。其中推导公式如下：

SMAV=e[1nW-V(1nX-1nZ)]

(1)

(2)

(3)

式中：W为每个物种的急性毒性值的几何平均值，X为每个物种的水体硬度的几何平均值，V为斜率，Z为水体硬度。

2 结果与分析(Results and analysis)

2.1 毒性数据

截止到2013年12月31日，收集到的Ag+对中国物种的急性毒性数据共涉及4门18科21属23种(表1)。慢性毒性数据共涉及3门4科5属6种，分别为大型溞、蚤状溞、网纹水蚤、摇蚊幼虫、虹鳟鱼、河蚬，不符合US EPA推导基准连续浓度时毒性数据需满足三门八科的要求[14]。植物毒性数据包括浮萍和近头状伪蹄形藻2种。毒性实验用水的硬度范围是1～560 mg·L-1。从生物区系的组成来看，所选物种包括浮游动物、浮游植物、鱼类和底栖动物等，基本上涵盖了中国淡水水生生态系统的主要物种[15]。收集的毒性数据中，浮游动物和鱼类的毒性数据最多，所占比例分别为43.55%和44.35%，浮游动物以溞科为主，所占比例为81.48%，鱼类以鲑科为主所占比例为77.19%。

表1 银对中国淡水动物的急性毒性

续表1

脊索动物门Chordata太阳鱼科Centrarchidae213～31.735.2～44.7[23,32]脊索动物们Chordata花鳉科Poeciliidae26.44～23.535.2～250[32]脊索动物门Chordata鲤科Cyprinidae27.55～10717.5～250[35]脊索动物门Chordata蛇头鱼科Channidae118.89250[35]脊索动物门Chordata异鳉科Adrianichthyidae20.14～0.1740[36]脊索动物门Chordata鲑科Salmonidae443.3～2801～490.8[19-20,23,27,37-41]环节动物门Annelida颤蚓科Tubificidae130245[26]软体动物门Mollusca膀胱螺科Physidae283～24144.7～50.4[23,34]软体动物门Mollusca椎实螺科Lymnaeidae14.2195[42]

表2 银的中国淡水动物的急慢性比

2.2 银的淡水生物水质基准

蚤状溞、网纹水蚤、蜗牛、蓝鳃太阳鱼和青鳉不符合斜率计算筛选原则，所以根据大型溞和虹鳟鱼的毒性数据推导斜率。对大型溞和虹鳟鱼的急性毒性值和水体硬度进行回归分析，发现二者的急性毒性值随水体硬度的升高而增大(图1)，这与US EPA研究结果一致[1]。进一步对二者的急性毒性值和水体硬度的归一化值进行最小二乘回归分析，得到斜率为0.62。利用公式(1)计算出水体硬度校正后的23个物种的SMAV，进而得出水体硬度校正后21个属的GMAV和P值。根据公式(2)、(3)计算出中国银的CMC=0.85×e(0.621nZ-4.28)。从而得出水体硬度在5、50、100和200时的CMC分别为0.03 μg·L-1、0.13 μg·L-1、0.20 μg·L-1和0.31 μg·L-1。

中国银的淡水生物慢性毒性数据不满足三门八科，因此最终慢性值用最终急性值除以最终急慢性比获得。大型溞、河蚬、摇蚊幼虫、虹鳟鱼4个物种急慢性比的几何平均值为最终急慢性比9.78(见表2)。US EPA研究结果表明，未发现水体硬度与慢性毒性数据的关系[1]，所以最终慢性值为最终急性值(Z=50 mg·L-1)除以9.78等于0.02 μg·L-1[1]。最终植物值选择一种重要水生植物毒性实验结果的最小值获得[14]。在中国银的植物毒性数据中，浮萍7 d-EC50的毒性范围为60～140 μg·L-1[44]，近头状伪蹄形藻96 h-EC50的毒性范围为2.6～2.9 μg·L-1[45]，其中近头状伪蹄形藻的96 h-EC50最小，所以银的最终植物值为2.6 μg·L-1。目前无法得到银的最终残留值。因此中国银的基准连续浓度选取最终慢性值和最终植物值中的最小值，即0.02 μg·L-1。目前我国只针对饮用水和污水中Ag+浓度进行规范，例如《生活饮用水卫生标准(GB5749—2006)》中Ag+的限量为50 μg·L-1[46]，《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918—2002)》中总银的最高允许排放浓度(日均值)为100 μg·L-1[47]。这些值明显高于本研究推导的CMC和基准连续浓度，可能对我国淡水生物造成一定的风险。我国天然淡水水体中银的含量为0.01～3.5 μg·L-1[2]，其中部分值大于本文得出的CMC和基准连续浓度，因此天然水体可能存在一定的环境风险。

图1 水体硬度对大型溞(■)和虹鳟鱼(○)银的急性毒性值的影响注：LC50/EC50为半数致死浓度或半数效应浓度；Z为水体硬度。Fig. 1 Effects of water hardness on acute toxicity values of silver to Daphnia magna (■) and Oncorhynchus mykiss (○)Note: LC50/EC50 is 50% of lethal concentration/effective concentration; Z is water hardness.

3 讨论(Discussion)

3.1 水体硬度对CMC影响

中国地表水总硬度范围为4.5～15 600 mg·L-1[13]，但是收集的毒性数据的水体硬度范围仅为1～560 mg·L-1，为了更加科学地研究水体硬度对CMC的影响，我们在讨论中只计算了水体硬度范围为4.5～560 mg·L-1时的CMC值，其范围为0.03～0.59 μg·L-1(图2)，CMC最大值是最小值的20倍。对于特定流域而言，水体硬度也会随时间发生变化，如太湖水体硬度从1950年的50 mg·L-1上升到2010年的160 mg·L-1[48]。根据CMC的计算公式估算出太湖1950年的CMC值为0.16 μg·L-1，2013年的CMC值为0.32 μg·L-1。黄河干流1980年水体硬度的平均值为191 mg·L-1，1998年为261 mg·L-1[49]。同样根据CMC的计算公式估算出黄河干流1980年的CMC值为0.31 μg·L-1，1998年为0.37 μg·L-1。太湖60年来CMC随硬度的升高而增大了一倍，黄河18年来CMC随水体硬度增加了20%，进一步说明水体硬度对CMC的影响较大。CMC随水体硬度的升高而增大，可能是因为Ca2+作为一个与鱼类上皮细胞紧密连接的鳃膜稳定剂，有助于减少离子渗透压，导致在转运连接过程中Na+、Cl-流出率降低，从而抵消Ag+的急性毒性作用[50]。对于甲壳类而言，Ca2+的升高也能降低Ag+的急性毒性，可能是因为Ca2+对甲壳类上皮细胞的渗透性起着重要作用，水体硬度的升高有助于降低上皮细胞的渗透压[16]。

使用水体硬度校正前的毒性数据，估算出的CMC值为0.13 μg·L-1[14]，与水体硬度校正后的CMC值差异较大(图2)，而且水体硬度校正前后的敏感属也发生了变化。水体校正前4个最敏感属依次为青鳉属、网纹蚤属、溞属、钩虾属，这4个敏感属的几何均值为0.72 μg·L-1，水体硬度校正后的4个最敏感属依次为青鳉属、网纹蚤属、溞属、椎实螺属，这4个敏感属的几何均值为0.85 μg·L-1(Z=100 mg·L-1)。因此水质参数，特别是硬度矫正在水质基准推导中具有重要意义。由于本研究收集的水体硬度范围小于中国地表水总硬度范围，所以为了更加科学合理地制定水质基准，更广硬度范围的水质基准需要进一步研究。

图2 水体硬度对CMC的影响(水体硬度校正前┄，水体硬度校正后—)注：CMC表示银淡水生物水质基准最大浓度。Fig. 2 Influence of water hardness on CMC without (┄) and with (—) hardness correctionNote: CMC is criteria maximum concentration of silver to freshwater organisms in China.

3.2 脊椎动物和无脊椎动物对银的急性毒性敏感性差异

在中国和美国银的急性毒性数据中，将筛选出的淡水动物分为脊椎动物(脊椎动物门)和无脊椎动物(节肢动物门、软体动物们和刺胞动物门)两大类，分别研究其对银的毒性敏感性。中国13种无脊椎动物的急性毒性值的几何均值为10.42 μg·L-1，10种脊椎动物的急性毒性值的几何均值为12.98 μg·L-1；美国19种无脊椎动物的急性毒性值的几何均值为10.84 μg·L-1,10种脊椎动物的急性毒性值的几何均值为21.84 μg·L-1。通过方差分析发现脊椎动物和无脊椎动物对银的急性毒性敏感性存在显著性差异(P<0.05)，二者的物种敏感度分布曲线表明中国和美国无脊椎动物对银的急性毒性敏感性都大于脊椎动物(图3a, b)，这与中国淡水动物对锌、无机汞等的急性毒性敏感性分析结果一致[7,10-11]。可能是因为物种体重与急性毒性敏感性存在负相关关系[31]。物种对银的急性毒性敏感性与物种全身对钠离子的吸收率有关。物种体重越小，全身对钠离子的吸收率就越大，对银的急性毒性就越敏感[31]。无脊椎动物与脊椎动物相比体重较轻，所以无脊椎动物对银的急性毒性较敏感。

中国无脊椎动物最敏感的4个物种是网纹水蚤、蚤状溞、田螺和大型溞，这4个敏感物种急性毒性值的几何均值为1.33 μg·L-1(Z=100 mg·L-1)；脊椎动物最敏感的4个物种为青鳉、孔雀鱼、斑尾小鲃和黄鳝，这4种鱼的急性毒性值的几何均值为2.37 μg·L-1(Z=100 mg·L-1)。美国无脊椎动物最敏感的4个物种是网纹水蚤、棘爪网纹溞、蚤状溞和田螺，这4个敏感物种急性毒性值的几何均值为0.93 μg·L-1(Z=100 mg·L-1)；脊椎动物最敏感的4个物种是底鳉、斑点鲦鱼、斑点杜父鱼和黑头呆鱼，这4种鱼的急性毒性值的几何均值为10.35 μg·L-1(Z=100 mg·L-1)。从最敏感的4个物种来说，无脊椎动物对银的急性毒性敏感性大于脊椎动物。由于本研究收集的毒性数据量有限，只有20种脊椎动物和32种无脊椎动物，总体来看样本量不足，因此不能得出在银毒性测定中只需关心无脊椎动物的结论。此外对于耐受性较强的物种而言，特别是当物种急性毒性值大于50 μg·L-1时，无脊椎动物对银的急性毒性敏感性小于脊椎动物(图3a, b)，因此还需要从机理和实验两个层面进行研究。

3.3 基准值的地域差异

本研究得到中国银的CMC=0.85×e0.621nZ-4.28与美国2009年银的CMC=0.85×e1.721nZ-6.59相差较大[51]，主要是因为两国的淡水生物区系不同。美国2009年CMC推导中，采用的动物急性毒性数据共涉及3门10科10属10种，4个敏感属是溞属、胖头鱖属、乔氏鳉属、吻鱖属[1]。而中国CMC的推导中，采用的动物急性毒性数据比美国2009年多8科11属13种，4个敏感属是溞属、青鳉属、网纹蚤属、椎实螺属。两国最敏感的属中都包括溞属，但是另外3个敏感属不同，因此两国淡水生物区系和敏感物种等的不同导致两国CMC的差异，该差异也是导致中国镉、锌、铜等的CMC差异的重要原因。

图3 中国和美国银的物种敏感性分布特征(a，中国；b，美国；■无脊椎动物；○脊椎动物) 注：P为累积概率；数据采集截止到2013年12月31日。Fig. 3 Species sensitivity distribution characteristics of silver in China and USA (a: China, b: USA; ■ invertebrate, ○vertebrate)Note: P is probability; toxicity data was collected until December 31st, 2013.

中国银的基准连续浓度(0.02 μg·L-1)小于加拿大(0.22 μg·L-1)、欧盟(0.082 μg·L-1)、澳大利亚和新西兰(0.05 μg·L-1)[52-54]的相应值(表3)，这可能是因为各国或地区推导方法的差异所致。中国银的基准连续浓度是用最终急性值和最终急慢性比计算获得，加拿大是通过拟合14个物种的敏感度分布曲线得到的[52]。欧盟、澳大利亚和新西兰都是通过对物种无观察效应浓度的推导得到的[53-54]。基准推导方法的差异，再加上各国生物区系等的不同，可能是导致基准值差异的原因。

表3 不同国家和地区银的淡水生物基准与水质标准的对比

注：a，加拿大银的短期危险浓度；b，欧盟银的最大允许添加值；c，澳大利亚和新西兰银的保护95%的物种触发值。

Note: a, short term hazardous concentration of silver in Canada; b, maximum permissible addition of silver in EU; c, 95% species protected silver trigger value of Australian and New Zealand.

Ag+的毒性可能受到水体硬度、pH值、温度等水质因子的影响，但从目前收集到的毒性试验来看，pH变化范围较小(6.1～8.6)，加之毒性实验一般在室温下进行，所以本研究只建立了银CMC与水体硬度的相关关系。在理论上，综合考虑各种因素建立一个关于银CMC和环境因素的多元方程是可行的，但需要在今后的研究中补充pH值、温度等实验研究。在中美两个生物区系中都表现为无脊椎动物对银的急性毒性较脊椎动物敏感，但是本研究收集的毒性数据量有限，所以得出在银毒性测试中只需关心无脊椎动物的结论还需进一步研究。因地域不同导致的淡水生物区系和敏感物种的不同及推导方法的差异也能导致水质基准的差异，所以其他国家的水质基准只能为我国提供参考，需要建立适合我国国情的基准推导理论方法体系。

[1] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Ambient Water Quality Criteria for Silver [R]. Washington DC: Office of Water Regulations and Standards Criteria and Standards Division, 1980

[2] 陈源高, 戴全裕, 陈灿惠, 等. 银离子对鱼类及其他水生动物的毒性[J]. 水产学报, 1991, 15(1): 55-61

Chen Y G, Dai Q Y, Chen H C, et al. The toxicity of Ag+to fish and other aquatic animals [J]. Journal of Fisheries of China, 1991, 15(1): 55-61 (in Chinese)

[3] 黄美荣, 李振宇, 李新贵. 含银废液来源及其回收方法[J]. 工业用水与废水, 2005, 36(1): 9-12

Huang M R, Li Z Y, Li X G. Sources of silver-containing liquid waste and methods for recovery of the silver [J]. Industrial Water and Wastewater, 2005, 36(1): 9-12 (in Chinese)

[4] 孟伟, 吴丰昌. 水质基准的理论与方法学导论[M]. 北京: 科学出版社, 2010: 1-28

[5] 吴丰昌, 孟伟, 曹宇静, 等. 镉的淡水水生生物水质基准研究[J]. 环境科学研究, 2011, 24(2): 172-184

Wu F C, Meng W, Cao Y J, et al. Derivation of aquatic life water quality criteria for cadmium in freshwater in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(2): 172-184 (in Chinese)

[6] 曹宇静, 吴丰昌. 淡水中重金属镉的水质基准制定[J]. 安徽农业科学, 2010, 38(3): 1378-1380

Cao Y J, Wu F C. Establishment of water quality criteria for cadmium in freshwater [J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2010, 38(3): 1378-1380 (in Chinese)

[7] 吴丰昌, 冯承莲, 曹宇静, 等. 锌对淡水生物的毒性特征与水质基准的研究[J]. 生态毒理学报, 2011, 6(4): 367-382

Wu F C, Feng C L, Cao Y J, et al. Toxicity characteristic of zinc to freshwater biota and its water quality criteria [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(4): 367-382 (in Chinese)

[8] 吴丰昌, 冯承莲, 曹宇静, 等. 我国铜的淡水生物水质基准研究[J]. 生态毒理学报, 2011, 6(6): 617-628

Wu F C, Feng C L, Cao Y J, et al. Aquatic life ambient freshwater quality criteria for copper in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(6): 617-628 (in Chinese)

[9] 吴丰昌, 孟伟, 张瑞卿, 等. 保护淡水水生生物硝基苯水质基准研究[J]. 环境科学研究, 2011, 24(1): 1-10

Wu F C, Meng W, Zhang R Q, et al. Aquatic life water quality criteria for nitrobenzene in freshwater [J]. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(1): 1-10 (in Chinese)

[10] 张瑞卿, 吴丰昌, 李会仙, 等. 应用物种敏感度分布法研究中国无机汞的水生生物水质基准[J]. 环境科学学报, 2012, 32(2): 440-449

Zhang R Q, Wu F C, Li H X, et al. Deriving aquatic water quality criteria for inorganic mercury in China by species sensitivity distributions [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(2): 440-449 (in Chinese)

[11] 李会仙, 张瑞卿, 吴丰昌, 等. 中美淡水生物区系中汞物种敏感度分布比较[J]. 环境科学学报, 2012, 32(5): 1183-1191

Li H X, Zhang R Q, Wu F C, et al. Comparison of mercury species sensitivity distributions of freshwater biota in China and the United States [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(5): 1183-1191 (in Chinese)

[12] United States Environmental Protection Agency (US EPA). 2001 Update of Ambient Water Quality Criteria for Cadmium [R]. Washington DC: Office of Water, 2001

[13] 周怀东, 彭文启, 杜霞, 等. 中国地表水水质评价[J]. 中国水利水电科学研究院学报, 2004, 2(4): 255-264

Zhou H D, Peng W Q, Du X. Assessment of surface water quality in China [J]. Journal of China Institute of Water Resources and Hydropower Research, 2004, 2(4): 255-264 (in Chinese)

[14] Stephen C E, Mount D I, Hansen D J, et al. Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses [R]. Washington DC: United States Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, 1985

[15] Barnthouse L W. Quantifying population recovery rates for ecological risk assessment [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23(2): 500-508

[16] Bianchini A, Wood C M. Does sulfide or water hardness protect against chronic silver toxicity in Daphnia magna? A critical assessment of the acute to chronic toxicity ratio for silver [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2008, 71(1): 32-40

[17] Bianchini A, Wood C M. Physiological effects of chronic silver exposure in Daphnia magna [J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C, 2002, 133(1-2): 137-145

[18] Nebeker A V. Evaluation of a Daphnia magna renewal life cycle test method with silver and endosulfan [J]. Water Research, 1982, 16(5): 739-744

[19] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Ambient Water Quality Criteria for Sliver [R]. Washington DC: Office of Water Regulations and Standards Criteria and Standards Division, 1987

[20] Nebeker A V, McAuliffe C K, Mshar R, et al. Toxicity of silver to steelhead and rainbow trout, fathead minnows and Daphnia magna [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1983, 2(1): 95-104

[21] Elnabarawy M T, Welter A N, Robideau R R. Relative sensitivity of three daphnid species to selected organic and inorganic chemicals [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1986, 5(4): 393-398

[22] Ziegenfuss P S, Renaudette W J, Adams W J. Methodology for assessing the acute toxicity of chemicals sorbed to sediments: Testing the equilibrium partitioning theory [J]. Aquatic Toxicology and Environmental Fate, 1986, 9: 479-493

[23] Holcombe G W, Phipps G L, Sulaiman A H, et al. Simultaneous multiple species testing: Acute toxicity of 13 chemicals to 12 diverse freshwater amphibian, fish, and invertebrate families [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1987, 16(6): 697-710

[24] Rodgers J H, Deaver J E, Suedel B C, et al. Comparative aqueous toxicity of silver compounds: Laboratory studies with freshwater species [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1997, 58(6): 851-858

[25] Erickson R J, Brooke L T, Kahl M D, et al. Effects of laboratory test conditions on the toxicity of silver to aquatic organisms [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1998, 17(4): 572-578

[26] Khangarot B S, Das S. Acute toxicity of metals and reference toxicants to a freshwater ostracod, Cypris subglobosa Sowerby, 1840 and correlation to EC50values of other test models [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 172(2-3): 641-649

[27] Bury N R, Shaw J, Glover C, et al. Derivation of a toxicity based model to predict how water chemistry influences silver toxicity to invertebrates [J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C, 2002, 133(1-2): 259-270

[28] Kolts J M, Boese C J, Meyer J S. Acute toxicity of copper and silver to Ceriodaphnia dubia in the presence of food [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2006, 25(7): 1831-1835

[29] Khangarot B S, Ray P K. Sensitivity of midge larvae of Chironomus tentans Fabricius (Diptera chironomidae) to heavy metals [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1989, 42(3): 325-330

[30] 黄勇, 严奎靖, 龚睿. 三种重金属离子对青虾的急性毒性实验[J]. 养殖与饲料.饲料世界, 2008(12): 52-54

[31] Bianchini A, Grosell M, Gregory S M, et al. Acute silver toxicity in aquatic animals is a function of sodium uptake rate [J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(8): 1763-1766

[32] Diamond J M, Mackler D G, Collins M, et al. Derivation of a freshwater silver criteria for the New River, Virginia, using representative species [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1990, 9(11): 1425-1434

[33] 程树培, 马良山. 银对黄鳝毒性的初步研究[J]. 环境工程, 1983(2): 70-71

[34] Holcombe G W, Phipps G L, Fiandt J T. Toxicity of selected priority pollutants to various aquatic organisms [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1983, 7(4): 400-409

[35] Khangarot B S, Ray P K. The acute toxicity of silver to some freshwater fishes [J]. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, 1988, 16(5): 541-545

[36] Tsuji S, Tonogai Y, Ito Y, et al. The influence of rearing temperatures on the toxicity of various environmental pollutants for killifish (Oryzias latipes) [J]. Journal of Hygiene Chemistry, 1986, 32(1): 46-53

[37] Grosell M, Hogstrand C, Wood C M, et al. A nose to nose comparison of the physiological effects of exposure to ionic silver versus silver chloride in the European eel (Anguilla anguilla) and the rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Aquatic Toxicology, 2000, 48(2 3): 327-342

[38] Bury N R, Galvez F, Wood C M. Effects of chloride, calcium, and dissolved organic carbon on silver toxicity: Comparison between rainbow trout and fathead minnows [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1999, 18(1): 56-62

[39] Morgan T P, Wood C M. A relationship between gill silver accumulation and acute silver toxicity in the freshwater rainbow trout: Support for the acute silver biotic ligand model [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23(5): 1261-1267

[40] Mann R M, Ernste M J, Bell R A, et al. Evaluation of the protective effects of reactive sulfide on the acute toxicity of silver to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23(5): 1204-1210

[41] Galvez F, Wood C. The mechanisms and costs of physiological and toxicological acclimation to waterborne silver in juvenile rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Journal of Comparative Physiology B, 2002, 172(7): 587-597

[42] Khangarot B S, Ray P K. Sensitivity of freshwater pulmonate snails, Lymnaea luteola L., to heavy metals [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1988, 41(2): 208-213

[43] Naddy R B, McNerney G R, Gorsuch J W, et al. The effect of food on the acute toxicity of silver nitrate to four freshwater test species and acute to chronic ratios [J]. Ecotoxicology, 2011, 20(8): 2019-2029

[44] Naumann B, Eberius M, Appenroth K J. Growth rate based dose response relationships and EC values of ten heavy metals using the duckweed growth inhibition test (ISO 20079) with Lemna minor L. clone St [J]. Journal of Plant Physiology, 2007, 164(12): 1656-1664

[45] Syracuse Research Corporation. Results of Continuous Exposure of Fathead Minnow Embryo to 21 Priority Pollutants and Tables of Acute Toxicology Testing [M]. North Syracuse: National Technical Information Service, 1978: 1-46

[46] 国家环境保护总局. GB5749—2006 生活饮用水卫生标准[S]. 北京: 中国标准出版社, 2007

[47] 国家环境保护总局, 国家质量监督检验检疫总局. GB18918—2002城镇污水处理厂污染物排放标准[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2002

[48] Yu T, Zhang Y, Wu F C, et al. Six-decade change in water chemistry of large freshwater lake Taihu, China [J]. Environmental Science and Technology, 2013, 47(16): 9093-9101

[49] 李群, 穆伊舟, 周艳丽, 等. 黄河流域河流水化学特征分布规律及对比研究[J]. 人民黄河, 2006, 28(11): 26-28

Li Q, Mu Y Z, Zhou Y L, et al. Study on distribution law and contrast of chemical characteristics of water of Yellow River basin [J]. Yellow River, 2006, 28(11): 26-28 (in Chinese)

[50] Galvez F, Wood C M. The relative importance of water hardness and chloride levels in modifying the acute toxicity of silver to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1997, 16(11): 2363-2368

[51] United States Environmental Protection Agency (US EPA). National Recommended Water Quality Criteria [R]. Washington DC: Office of Water, Office of Science and Technology, 2009

[52] Canadian Council of Ministers of the Environment. Supporting Information for Aquatic Resources [R]. Manitoba: Canadian Council of Ministers of the Environment, 2012

[53] Plassche E V D, Hoop M V D, Posthumus R, et al. Risk Limits for Boron, Silver, Titanium, Tellurium, Uranium and Organosilicon Compounds in the Framework of EU Directive 76/464/EEC [R]. Rijksinstituut Voor Volksgezondheid en Milieu, 1999

[54] Australian and New Zealand Environment and Conservation Council and Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand. Australia and New Zealand Guidelines for Fresh and Marine Water Quality [R]. Canberra Australia: ANZECC and ARMCANZ, 2000

◆

Investigation on Environmental Factors Affecting the Freshwater Quality Criteria for Silver to Protect Aquatic Life in China

Ma Yan1, Wu Fengchang2, Tan Weiqiang1, #, Feng Chenglian2, Zhang Ruiqing3, Wang Ying2, 4, Bai Yingchen2,*

1. Research Center of Environmental Biology and Green Chemistry, School of Environmental and Municipal Engineering, Qingdao Technological University, Qingdao 266033, China 2. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 3. College of Environment and Resources, Inner Mongolia University, Huhehot 010021, China 4. College of Water Sciences, Beijing Normal University, Beijing 100875, China

26 May 2014 accepted 7 August 2014

Water quality criteria are important basis for the establishment of water quality standards, as well as the assessment, prediction and control of water pollution. In the present study, toxicity data of 25 aquatic species from 20 taxonomic families and 6 phyla were screened with toxicity percentile rank method to obtain the water quality criteria of silver to protect freshwater biota. The results showed that, there was a power function relationship between criteria maximum concentration (CMC) of silver and water hardness with equation CMC=0.85×e[0.62ln(水体硬度)-4.28]μg·L-1. The criteria continuous concentration was 0.02 μg·L-1. Silver ions might show more toxicity to lower trophic level organisms (invertebrate) than higher trophic level organisms (vertebrate) from the toxicity data of local biota in China and USA. The differences of biota and sensitive species caused by the geographical conditions as well as the different criteria derivation method can also affect water quality criteria value.

silver; freshwater organism; water quality criteria; hardness correction; species categories; biota; toxicity percentile rank method

国家自然科学基金(41173084；21102079)

马燕(1986-)，女，硕士研究生，研究方向为湖泊污染过程、天然有机质与水环境质量基准，E-mail: mayan880215@126.com；

*通讯作者(Corresponding author)，E-mail: baiyc@craes.org.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140526002

2014-05-26 录用日期：2014-08-07

1673-5897(2015)1-235-10

X171.5

A

白英臣(1978—)，男，环境地球化学专业博士，副研究员，主要从事湖泊污染控制与环境基准研究工作。

谭伟强(1979—)，男，有机化学专业理学博士，副教授，主要从事有机合成与催化、金属及有机材料组装，生物质转化的研究工作。

*共同通讯作者(Co-corresponding author)，E-mail: tlong958@163.com

马燕, 吴丰昌, 谭伟强, 等. 影响银淡水生物水质基准的环境因素分析[J]. 生态毒理学报, 2015, 10(1): 235-244

Ma Y, Wu F C, Tan W Q, et al. Investigation on environmental factors affecting the freshwater quality criteria for silver to protect aquatic life in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 235-244 (in Chinese)