2023, Vol. 47
文章信息
- 童一帆, 韩雪萌, 蔡文倩, 田胜艳. 2023.
- TONG Yi-fan, HAN Xue-meng, CAI Wen-qian, TIAN Sheng-yan. 2023.
- 铅在海水中的析出及其对急性毒性实验的影响
- Precipitation of Pb in seawater and its impact on acute toxicity test
- 海洋科学, 47(1): 73-80
- Marina Sciences, 47(1): 73-80.
- http://dx.doi.org/10.11759/hykx20210104001
-
文章历史
- 收稿日期：2021-01-04
- 修回日期：2021-02-28
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
2. State Environmental Protection Key Laboratory of Estuary and Coastal Environment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
铅(Pb)是工业生产中广泛使用的原材料, 具有较强的生物富集性及神经毒性, 目前已经被世界多国列为“优先控制污染物”[1]。中国《海水水质标准》(GB 3097—1997)[2]一类水质中对Pb的可允许剂量(0.001 mg/L)与Cd(0.001 mg/L)相同, 显著低于Cu(0.005 mg/L)。然而, 重金属对海洋生物的毒性效应研究[3-5]以及海水水质基准研究[6-8]发现, 水中Pb较Cu、Cd等金属对水生生物的毒性效应更低。由于海水中Pb的生物毒性较低, 为得到易于观察的急性毒性效应, Pb对海洋生物的急性毒性实验通常需要配制较高浓度的暴露溶液[9-12]。例如, 海水中Pb对双齿围沙蚕的急性毒性效应研究中暴露溶液中Pb的理论浓度高达1 200 mg/L[10]。配制Pb的海水暴露溶液时, 进入海水中的Pb2+会与碳酸根形成碳酸铅(溶解度: 7.27×10–5 g)沉淀, 从而影响溶液中溶解态Pb的含量[13-14]。然而, 许多关于海水中Pb的生物毒性研究报道中并未对暴露溶液中Pb的实际浓度进行检测[9-11, 15-16], 同时也未明确Pb在海水中的析出现象对毒性实验的影响, 这将影响毒性实验数据的准确性。
因此, 本研究通过海水中Pb、Cu、Cd对中国近海广泛分布的底栖无脊椎动物双齿围沙蚕(Perinereis aibuhitensis)和海洋生态毒理学常用模式生物卤虫(Artemia salina)的急性毒性实验, 分别检测暴露溶液中金属的实际浓度以及Pb溶液中析出物的元素组成, 探讨Pb对海洋生物的急性毒性效应以及暴露溶液中Pb的析出行为对毒性实验结果的影响。
1 材料与方法 1.1 实验生物分别选择环节动物门的底栖动物双齿围沙蚕和节肢动物门的浮游动物卤虫作为受试生物, 以比较Pb对不同种类水生生物的急性毒性效应。
双齿围沙蚕购自浙江台州牧海水产养殖场, 体长10~18 cm, 体重1.98~3.22 g。实验室内驯养至少2周后用于毒性实验。沙蚕驯养在玻璃缸中进行, 内置刚刚没过沙蚕(约2 cm高)的人工海水(盐度: 18; pH值: 8.0±0.2; 溶解氧≥7.0 mg/L), 加入少量沉积物为沙蚕提供食源, 每2 d换一次水。暴露实验开始前将沙蚕取出, 在人工海水中(无沉积物)放置24 h以排除肠道中的沉积物。挑选活性良好, 体型大小一致的沙蚕进行毒性暴露实验。
卤虫由新疆艾比湖品系的卤虫休眠卵孵化获得, 孵化在天然海水(采自天津市近海, 盐度: 33, pH: 7.8±0.1, 溶解氧≥7.0 mg/L)中进行。选择孵化后3 h内, 活性良好的无节幼体进行毒性暴露实验。
1.2 暴露溶液分别配制Pb、Cu、Cd三种金属离子的暴露溶液进行毒性暴露实验, 以对比Pb与其他金属毒性的差异。分别用去离子水溶解CdCl2、CuSO4、Pb(NO3)2配置Cd2+、Cu2+和Pb2+离子浓度为160 mg/L、80 mg/L和12 000 mg/L的溶液作为储备液。双齿围沙蚕的毒性实验用盐度为18的人工海水稀释储备液配置; 卤虫的毒性实验用盐度为30的天然海水稀释储备液配制。暴露实验开始前1 d用暴露溶液浸泡暴露实验所用容器。
1.3 不同盐度海水的Pb溶液用蒸馏水稀释盐度为33的天然海水得到盐度分别为30、25、20、15、10、5、1的海水溶液, 随后用不同盐度的海水溶液稀释储备液配制理论浓度为1 200 mg/L的Pb溶液, 以探究Pb在不同盐度下的析出情况。
1.4 急性毒性暴露实验毒性暴露实验均采用静水实验方法, 暴露期间不换水。重金属对双齿围沙蚕的毒性暴露实验共设置7个Pb暴露组, 7个Cu暴露组与8个Cd暴露组以及人工海水对照组(盐度: 18)。Pb暴露溶液浓度梯度: 18.7 mg/L、37.5 mg/L、75 mg/L、150 mg/L、300 mg/L、600 mg/L、1 200 mg/L; Cd暴露溶液浓度梯度: 0.25 mg/L、0.5 mg/L、1 mg/L、2 mg/L、4 mg/L、8 mg/L、16 mg/L、32 mg/L; Cu暴露溶液浓度梯度: 0.125 mg/L、0.25 mg/L、0.5 mg/L、1 mg/L、2 mg/L、4 mg/L、8 mg/L。毒性实验在100 mL的玻璃烧杯中进行, 每个烧杯放置1条沙蚕(以避免多条沙蚕在水溶液中相互缠绕的现象), 加入20 mL暴露溶液, 每10个烧杯为一组(即10条沙蚕), 每个浓度组设置3个平行。急性毒性实验进行96 h, 光照周期为16 h/8 h(光照/黑暗), 温度为(20±1) ℃。暴露期间观察并记录沙蚕的运动情况、对外界刺激的应激能力和死亡情况。
重金属对卤虫的毒性暴露实验均设置5个暴露组以及天然海水(盐度: 30)对照组。Pb暴露溶液浓度梯度: 75 mg/L、150 mg/L、300 mg/L、600 mg/L、1 200 mg/L; Cd暴露溶液浓度梯度: 5 mg/L、10 mg/L、20 mg/L、40 mg/L、80 mg/L; Cu暴露溶液浓度梯度: 4 mg/L、8 mg/L、16 mg/L、32 mg/L、64 mg/L。毒性暴露实验在六孔板中进行, 每孔放置5 mL暴露溶液以及10只卤虫无节幼体, 每个浓度组设置5个平行。毒性实验进行48 h, 光照周期为16 h/8 h(光照/黑暗), 温度为20±1 ℃。暴露期间观察并记录卤虫的运动抑制与死亡情况。
1.5 仪器分析用去离子水配置的重金属储备液与海水混合时, Pb和Cu的海水溶液中均有沉淀析出, 为了明确暴露溶液中金属的实际含量以及析出物组成, 将暴露溶液经0.45 μm聚酯纤维滤膜过滤, 滤液酸化后用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS, ICAPQ, Thermo Fisher Scientific, Germany)检测重金属含量。将Pb溶液中滤膜截留的颗粒物小心刮出, 干燥后, 用扫描电子显微镜(SEM, JSM-IT300LV, JEOL, Japan)与能谱仪(EDS, X-MaxN20, Oxford Instruments, UK)分析其尺寸、表面性状及其元素组成。
1.6 数据分析数据分析使用SPSS 23 For MAC进行。通过Probit回归模型拟合暴露浓度-死亡率曲线, 获得半数致死浓度值(LC50)。利用皮尔森相关性分析分析Pb溶液中理论浓度与实测浓度、盐度与实测浓度、死亡率与暴露浓度之间的关系, P < 0.05表明相关性显著。
2 结果与分析 2.1 铅在海水中的析出用人工海水和天然海水稀释Pb储备液配制理论浓度为18.7~1 200 mg/L的溶液, 各浓度溶液中均出现大量沉淀物, 表观上沉淀物的量与Pb浓度成正比。用SEM-EDS对沉淀物进行扫描和能谱分析, 结果如图 1所示, 根据能谱结果分析发现沉淀物中有(66.8±0.11)%的Pb、(11.2±0.18)%的Cl、(9.66±0.48)%的C、(1.13±0.19)%的Na。由元素组成分析, 海水配制的Pb溶液的析出沉淀物主要为PbCl2与PbCO3。
 |
| 图 1 海水溶液中铅析出物的能谱仪谱图与扫描电子显微镜图像 Fig. 1 Graphs of the energy-dispersive spectrum and scanning electron microscope of precipitates formed in Pb exposure solutions |
沉淀物析出显著影响了溶液中Pb的含量, 上清液经ICP-MS检测发现, 暴露溶液中溶解态Pb的含量远低于理论值。用人工海水、天然海水以及蒸馏水稀释获得不同盐度的天然海水配置的Pb溶液中溶解态Pb的理论值和实测值见表 1。盐度为18的人工海水配制的Pb溶液中, Pb的实测浓度与理论浓度呈显著的正相关(R2=0.588, P=0.026)。理论浓度≥150 mg/L时(包括150、300、600、1 200 mg/L的Pb溶液), Pb实测浓度均在60~80 mg/L之间, 推测认为这个浓度范围接近Pb在盐度为18人工海水中的饱和浓度。用盐度为30的天然海水配制的Pb溶液中, Pb最高实测浓度为93.2 mg/L(Pb理论浓度为600 mg/L), 推测认为这是盐度为30的天然海水中Pb的饱和浓度。用不同盐度的天然海水配制的1 200 mg /L的溶液中, Pb的实测浓度随盐度的降低而升高, 在盐度为1的海水溶液中Pb的实测浓度与理论浓度相近。
| 人工海水 | 天然海水 | 蒸馏水稀释的天然海水 | ||||||||
| 盐度 | 理论值/(mg·L–1) | 实测值/(mg·L–1) | 盐度 | 理论值/(mg·L–1) | 实测值/(mg·L–1) | 盐度 | 理论值/(mg·L–1) | 实测值/(mg·L–1) | ||
| 18 | 0 | 0 | 30 | 0 | 0 | 1 | 1 200 | 1 282 | ||
| 18 | 18.7 | 1.58 | 30 | 75 | 9.71 | 5 | 1 200 | 675 | ||
| 18 | 37.5 | 3.06 | 30 | 150 | 7.49 | 10 | 1 200 | 233 | ||
| 18 | 75.0 | 14.9 | 30 | 300 | 21.4 | 15 | 1 200 | 167 | ||
| 18 | 150 | 60.8 | 30 | 600 | 93.2 | 20 | 1 200 | 159 | ||
| 18 | 300 | 64.8 | 30 | 1 200 | 79.0 | 25 | 1 200 | 139 | ||
| 18 | 600 | 69.4 | 30 | 1 200 | 79.0 | |||||
| 18 | 1 200 | 76.3 | ||||||||
为期96 h的毒性实验期间, 人工海水对照组中沙蚕未见任何行为异常, 也未出现死亡; 暴露组中, 双齿围沙蚕刚进入暴露溶液中时, 身体频繁收缩、卷曲, 并出现偶尔吻外翻的现象, 随后渐渐趋于平静, 其中较低浓度暴露组(Pb的理论浓度≤75 mg/L的浓度组; Cd理论浓度≤8 mg/L的浓度组; Cu的理论浓度≤2 mg/L的浓度组)中, 沙蚕无明显中毒反应。而高浓度暴露组(Pb的理论浓度≥150 mg/L浓度组; Cd的理论浓度≥16 mg/L浓度组; Cu的理论浓度≥4 mg/L浓度组)中, 部分沙蚕出现身体卷曲、头部肿胀、身体颜色变暗、对外界刺激不敏感以及表皮破裂等身体异常现象, 并出现死亡。三种金属的暴露实验中沙蚕的反应类似。
整个急性毒性暴露期间(96 h), 人工海水对照组与较低浓度暴露组(Pb的理论浓度≤75 mg/L的浓度组; Cd理论浓度≤8 mg/L的浓度组; Cu的理论浓度≤2 mg/L的浓度组)中沙蚕未出现死亡。暴露96 h时, Pb理论浓度为150、300、600、1 200 mg/L的暴露组中双齿围沙蚕的死亡率分别为10%、10%、40%、50%, Cd理论浓度为16、32 mg/L的暴露组中双齿围沙蚕的死亡率分别为40%、70%, Cu理论浓度为4、8 mg/L的暴露组中双齿围沙蚕的死亡率分别为60%、100%。皮尔森相关性分析显示, 双齿围沙蚕的的死亡率和Pb、Cu、Cd的理论暴露浓度与实测浓度均呈现显著的正相关(P < 0.05)。分别根据暴露溶液中金属浓度的理论值和实测值进行Probit回归模型拟合, 推算出基于理论值浓度和实测值浓度的96 h LC50值见表 2。Pb、Cu暴露溶液中沉淀析出现象导致理论值推算的96 h LC50值高于实测值推算的96 h LC50值, 对Pb尤为显著。对比Pb、Cu、Cd对双齿围沙蚕的96 h LC50值发现, Pb对双齿围沙蚕的毒性显著弱于Cu和Cd。
| 元素 | 按理论值计算/(mg·L–1) | 按实测值计算/(mg·L–1) | |||
| 96 h LC50 | 95%置信区间 | 96 h LC50 | 95%置信区间 | ||
| Pb | 1 063 | (793, 1 708) | 75.2 | (70.3, 109) | |
| Cu | 3.85 | (2.97, 4.97) | 0.37 | (0.048, 0.531) | |
| Cd | 24.5 | (19.3, 32.8) | 26.7 | (21.6, 34.4) | |
毒性实验期间(48 h), 天然海水对照组中无节幼体未出现死亡, 也未见任何行为异常。暴露组中的无节幼体随暴露时间的延长出现肢角摆动频率降低、趋光性变弱、运动能力下降, 随后沉底不断颤动直至死亡。暴露48 h时, Pb理论浓度为75、150、300、600、1 200 mg/L的暴露组中卤虫无节幼体的死亡率分别为6%、40%、62%、80%、92%; Cd理论浓度为5、10、20、40、80 mg/L的暴露组中卤虫的死亡为率分别为4%、0%、26%、22%、86%; Cu理论浓度为4、8、16、32、64 mg/L的暴露组中卤虫的死亡率分别为30%、20%、4%、65%、75%。皮尔森相关性分析显示, 卤虫无节幼体的死亡率和Pb、Cu、Cd的理论暴露浓度与实测浓度均呈现显著的正相关(P < 0.05)。分别根据暴露溶液中金属浓度的理论值和实测值进行拟合, 推算出基于理论值浓度和实测值浓度的48 h LC50值见表 3。对比Pb、Cu、Cd对卤虫(实测浓度计算)的48 h LC50值发现, Pb对卤虫无节幼体的毒性强度与Cd类似, 显著弱于Cu。
| 元素 | 按理论值计算/(mg·L–1) | 按实测值计算/(mg·L–1) | |||
| 48 h LC50 | 95%置信区间 | 48 h LC50 | 95%置信区间 | ||
| Pb | 581 | — | 51.2 | (42.8, 60.7) | |
| Cu | 36.9 | — | 6.74 | (2.83, 24.4) | |
| Cd | 52.7 | (36.7, 87.3) | 61.0 | (41.6, 104) | |
对污染物进行室内生态毒理学测试是评估其潜在生态风险的有效研究手段。环境污染物对海洋生物的室内毒性实验中通常以天然海水或组配的人工海水(模拟天然海水)为介质配制毒性暴露溶液。用海水配制Pb的毒性暴露溶液时, 无论人工海水还是天然海水配制的Pb溶液中均有大量白色不溶物析出。天然海水通常呈弱碱性, 主要包含Na+、K+、Ca2+、Mg2+、Cl–、SO42–、Br–、CO32–、HO3-等离子。天然海水中游离态Pb含量极低, Pb主要以PbCO3、PbCl+、PbCl2、PbCl3–、PbOH+等形态存在[13]。PbCO3(溶解度: 7.27×10–5 g)与PbCl2(溶解度: 0.99 g)在水中的溶解度较低, 当用海水配制Pb溶液时, 海水中PbCl2与PbCO3积累达到饱和时便会形成沉淀析出, 沉淀物的SEM-EDS检测结果也证实了这一点。
由于PbCl2与PbCO3的析出, 海水体系的暴露溶液中Pb的实测浓度显著低于理论浓度。人工海水与天然海水配置的暴露溶液中, Pb实测浓度仅为理论值的1/15~1/2。不仅如此, 通过海水中Pb对双齿围沙蚕与卤虫的急性毒性实验发现, 实测值计算的96 h/48 h LC50低于理论值计算的1/10。隋国斌等[14]通过海水中Pb对皱纹盘鲍的急性毒性实验发现, Pb理论浓度为10 mg/L的溶液中已经出现沉淀。海水中Pb对不同生物的毒性数据表明(表 4), 诸多研究中Pb最大理论暴露浓度远大于10 mg/L, 因此, 沉淀析出现象已经很大程度上影响了暴露溶液中Pb的实际浓度。尽管如此, 许多关于Pb对海洋生物的急性毒性的研究仅通过Pb的理论浓度计算Pb对不同海洋生物的LC50值[9-10, 15, 17], 而未检测暴露溶液中Pb的实际浓度。此外, 暴露介质盐度的不同也会影响Pb在海水中的析出情况, 进而影响暴露溶液中Pb的毒性[18]。因此, 进行海水中Pb毒性实验数据的比较时应该考虑到实验条件细节, 尤其是暴露溶液中Pb的实际赋存状态及浓度表达(是否实际检测)。
| 门 | 种 | 生长阶段 | 实验用水 | 盐度 | 最大理论暴露浓度/(mg·L–1) | 96 h LC50(95%置信区间) | 参考 文献 |
|
| 理论值a /(mg·L–1) | 实测值/(mg·L–1) | |||||||
| 环节动物 | 双齿围沙蚕 Perinereis aibuhitensis |
成体 | 人工海水 | 18 | 1 200 | 1 063 (793, 1708) |
75.2 (70.3, 109) |
本研究 |
| 双齿围沙蚕 Perinereis aibuhitensis |
成体 | 人工海水 | 28 | 1 200 | 686 | — b | [10] | |
| 软体动物 | 皱纹盘鲍 Haliotis discus hannai |
6月龄 | 砂滤海水 | 30 | 10 | > 10 | —b | [14] |
| 方斑东风螺 Babylonia areolata |
面盘幼体 | 砂滤天然海水 | 28 | 40 | 1.07 (0.582, 1.97) |
— b | [15] | |
| 泥东风螺 Babylonia lutosa |
3月龄 | 砂滤天然海水 | 30 | 625 | 88.5 | — b | [12] | |
| 波纹巴非蛤 Paphia undulata |
成体 | 人工海水 | 31 | 4.37 | 4.11 (3.23, 4.01) |
— b | [22] | |
| 菲律宾蛤仔 Ruditapes philippinarum |
成体 | 砂滤海水 | 20 | 50 | 14.3 (11.6, 17.6) |
— b | [11] | |
| 近江牡蛎 Ostrea rivularis |
成体 | — b | 35 | 160 | 43.5 | — b | [9] | |
| 泥蚶 Tegillarca granosa |
成体 | 天然海水 | — b | 15.8 | > 15.8 | — b | [4] | |
| 节肢动物 | 印度对虾 Penaeus indicus |
后期幼体 | — b | 20 | — b | 7.22 (10.3, 5.69) |
— b | [17] |
| 糠虾 Neomysis integer |
幼体 | 天然海水 | 5 | — b | — b | 1.14 (0.84, 1.44) |
[5] | |
| 糠虾 Neomysis integer |
幼体 | 天然海水 | 25 | — b | — b | 4.27 (3.54, 5.71) | [5] | |
| 糠虾 Mysidopsis bahia |
幼体 | 天然海水 | 30 | — b | — b | 3.13(2.35, ∞) | [21] | |
| 脊索动物 | 半滑舌鳎 Cynog lossussemilaevis |
初孵仔鱼 | — b | 30 | 8 | 1.03 | — b | [16] |
| 注: a: 未提及暴露溶液检测的毒性数据被判定为理论值, —b: 文献未提及 | ||||||||
毒性实验数据是环境基准推导的基础, 对毒性数据的筛选是环境基准值推导的核心[18]。为获得合理的毒性数据, 海水中Pb的水质基准研究工作针对毒性实验过程、受试物种、暴露时间、毒性指标以及暴露溶液理化性质进行了严格的筛选[6, 8, 18-19]。例如, 洪鸣等[6]通过筛选受试生物为中国本土物种的毒性数据推导中国海洋生物对Pb的耐受性水质基准。单阳阳和李正炎[18]为消除不同盐度对Pb毒性的影响, 通过盐度校正的方法计算出了标准盐度(28)下中国河口Pb短期水质基准和长期水质基准。尽管Pb在海水中极易析出并影响暴露溶液中Pb的实际浓度, 目前的基准研究中对Pb毒性数据的筛查也未考虑暴露浓度是否为实际检测。基于Pb理论浓度与实测浓度的对比, 暴露溶液中Pb浓度是否为实际检测值应当成为海水水质基准推导中数据筛查工作的重要指标。
3.2 Pb对海洋生物的急性毒性效应急性毒性实验易于操作, 实验周期较短, 是评估生物对污染物的耐受性以及污染物毒性的有效方法。对比Pb、Cu、Cd对双齿围沙蚕与卤虫的LC50值发现, Pb的生物毒性效应低于Cu与Cd, 此发现与许多研究结果一致[3-5, 16]。而且, 许多研究发现, Pb在海水中的溶解限度内无急性生物毒性效应。例如, 霍礼辉[4]进行的Pb、Cd、Cu对泥蚶Tegillarca granosa的毒性研究发现, Pb的急性毒性效应远低于Cu、Cd, 在已经出现沉淀析出的Pb的暴露溶液(Pb理论浓度为15.8 mg/L)中成体泥蚶无一死亡。Snell等[3]进行的7种金属对轮虫Brachionus plicatilis的急性毒性研究发现, Pb在标准海水的溶解度范围内(无沉淀析出)对轮虫无急性毒性效应。隋国斌等[14]在盐度为30的海水中进行Pb对皱纹盘鲍Haliotis discus hannai的急性毒性研究发现, Pb的理论浓度为10 mg/L的溶液中便有沉淀产生, 而幼鲍(6月龄)在所有暴露浓度中未出现任何死亡。本研究进行暴露预实验时发现, Pb的理论浓度高达1 200 mg/L时才对双齿围沙蚕和卤虫产生显著的急性毒性效应。
此外, 实验所用海水类型、盐度、pH、温度等因素都会影响暴露溶液中Pb的实际溶解态浓度, 因此根据理论浓度计算的LC50值难以比较不同生物对Pb敏感性的差异, 这种影响在Pb理论浓度较高的海水暴露溶液中尤为显著。例如, 在Pb的理论浓度为150、300、600、1 200 mg/L的人工海水溶液中Pb的实测浓度范围均在60~80 mg/L。然而, 相当数量的研究报道中使用了根据海水中Pb的理论浓度计算的LC50值。本文特别汇总了文献报道中Pb对不同海洋生物的急性毒性数据, 见表 4, 其中根据实测值计算效应值的报道极少, 且不同物种对Pb的敏感性差异很大。其中, 96 h LC50值最低的是半滑舌鳎Cynog lossussemilaevis初孵仔鱼[16]和方斑东风螺Babylonia areolata面盘幼体[15], 即便理论值计算的96 h LC50仅为1.03和1.07 mg/L, 受试生物为幼体阶段是其效应值低的主要原因[20]。此外, 两种糠虾幼体[5, 21]对Pb也较为敏感, 实测值计算的96 h LC50值分别为3.13与4.27 mg/L, 这可能也与受试生物均为幼体阶段有关。因此, 由于Pb在海水中易析出且生物毒性较弱, 对海水中Pb的生物毒性的研究应该更多地针对生物的幼体阶段, 开展低暴露剂量、长暴露时间的慢性毒性暴露实验。
4 结论用海水配制Pb理论浓度为18.7~1 200 mg/L的暴露溶液时, 溶液中出现大量白色沉淀, 通过SEM-EDS检测析出沉淀物的元素组成发现析出物主要为PbCl2与PbCO3。检测暴露溶液中Pb的实际浓度发现, Pb的实测浓度仅为理论浓度的1/15~1/2, 根据实测浓度计算的Pb对双齿围沙蚕与卤虫的96 h/48 h LC50值低于根据理论浓度计算值的1/10, 这会影响毒性效应值以及以毒性效应值为数据基础推导的水质基准的准确性。对比Pb、Cu、Cd对双齿围沙蚕与卤虫的96 h/48 h LC50值发现, Pb对水生生物的毒性低于Cu和Cd, 并且对不同生物的毒性效应存在差异。汇总研究报道中Pb对不同海洋生物的急性毒性数据发现, Pb对幼体生物的毒性效应较为显著, 而在海水的溶解度范围内(无沉淀析出)对成体生物的急性毒性效应较低甚至无急性毒性效应。结合Pb在海水中的析出特性, 关于海水中Pb的毒性研究应该更多地针对生物的幼体阶段, 开展低剂量、长时间的慢性毒性暴露实验。
| [1] |
周文敏, 傅德黔, 孙宗光. 水中优先控制污染物黑名单[J]. 中国环境监测, 1990(4): 1-3. ZHOU Wenmin, FU Deqian, SUN Zongguang. Blacklist of priority control pollutants in water[J]. Environmental Monitoring in China, 1990(4): 1-3. DOI:10.19316/j.issn.1002-6002.1990.04.001 |
| [2] |
国家环境保护局. 海水水质标准: GB 3097—1997[S]. 北京: 中国标准出版社, 1998: 7. National Environmental Protection Bureau. Sea water quality standard: GB 3097—1997[S]. Beijing: Standards Press of China, 1998: 7. |
| [3] |
SNELL T W, MOFFAT B D, JANSSEN C, et al. Acute toxicity tests using rotifers. III. Effects of temperature, strain, and exposure time on the sensitivity of Brachionus plicatilis[J]. Environmental Toxicology and Water Quality, 1991, 6: 63-75. DOI:10.1002/tox.2530060106 |
| [4] |
霍礼辉. 泥蚶对重金属(铜、铅、镉)的富集和响应初步研究[D]. 宁波: 宁波大学, 2012. HUO Lihui. Preliminary studies on accumulation and response of heavy metal (copper, lead and cadmium) in Tegillarca granosa[D]. Ningbo: Ningbo University, 2012. |
| [5] |
VERSLYCKE T, VANGHELUWE M, HEIJERICK D, et al. The toxicity of metal mixtures to the estuarine mysid Neomysis integer (Crustacea Mysidacea) under changing salinity[J]. Aquatic Toxicology, 2003, 64(3): 307-315. DOI:10.1016/S0166-445X(03)00061-4 |
| [6] |
洪鸣, 王菊英, 张志锋, 等. 海水中金属铅水质基准定值研究[J]. 中国环境科学, 2016, 36(2): 626-633. HONG Ming, WANG Juying, ZHANG Zhifeng, et al. Study on seawater quality criteria for lead[J]. China Environmental Science, 2016, 36(2): 626-633. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.02.044 |
| [7] |
DURÁN I, BEIRAS R. Ecotoxicologically based marine acute water quality criteria for metals intended for protection of coastal areas[J]. Science of The Total Environment, 2013, 463/464: 446-453. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.05.077 |
| [8] |
杜建国, 赵佳懿, 陈彬, 等. 应用物种敏感性分布评估重金属对海洋生物的生态风险[J]. 生态毒理学报, 2013, 8(4): 561-570. DU Jianguo, ZHAO Jiayi, CHEN Bin, et al. Assessing the ecological risks of heavy metal to marine organisms species sensitivity distributions[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(4): 561-570. |
| [9] |
李晓梅, 郭体环, 张来军. 铅对近江牡蛎的急性毒性研究[J]. 琼州学院学报, 2015, 22(5): 77-80. LI Xiaomei, GUO Tihuan, ZHANG Laijun. Acute Toxicity of Pb to Crassostrea rivularis[J]. Journal of Qiongzhou University, 2015, 22(5): 77-80. DOI:10.13307/j.issn.1008-6722.2015.05.17 |
| [10] |
TIAN Y L, LIU H J, WANG Q X, et al. Acute and chronic toxic effects of Pb2+ on polychaete Perinereis aibuhitensis: morphological changes and responses of the antioxidant system[J]. Journal of Environmental Sciences, 2014, 26(8): 1681-1688. DOI:10.1016/j.jes.2014.06.008 |
| [11] |
刘琼玉, 洪华生, 蔡立哲. 重金属锌、铅对菲律宾蛤仔的急性毒性试验[J]. 台湾海峡, 1997, 16(1): 50-54. LIU Qiongyu, HONG Huasheng, CAI Lizhe. Acute toxicity test of zinc and lead to Ruditapes philippinarum[J]. Journal of Oceanography in Taiwan Strait, 1997, 16(1): 50-54. |
| [12] |
林国清. 4种重金属盐对泥东风螺幼螺的急性毒性试验[J]. 福建农业学报, 2012, 27(3): 232-236. LIN Guoqing. Acute toxieity tests of four heavy metal salts to juvenile snail of Babylowia latosa[J]. Fujian Jourmal of Agricultural Sciences, 2012, 27(3): 232-236. DOI:10.3969/j.issn.1008-0384.2012.03.004 |
| [13] |
MILLERO F, WOOSLEY R, DITROLIO B, et al. Effect of ocean acidification on the speciation of metals in seawater[J]. Oceanography, 2009, 22(4): 72-85. DOI:10.5670/oceanog.2009.98 |
| [14] |
隋国斌, 杨凤, 孙丕海, 等. 铅、镉、汞对皱纹盘鲍幼鲍的急性毒性试验[J]. 大连海洋大学学报, 1999, 14(1): 22-26. SUI Guobing, YANG Feng, SUN Pihai, et al. The acute toxicity tests of Pb, Hg and Cd to larvae of Haliotis Discus Hannai Ino[J]. Journal of Dalian Ocean University, 1999, 14(1): 22-26. DOI:10.3969/j.issn.1000-9957.1999.01.004 |
| [15] |
谢湘筠, 林勇斌, 柯才焕. 重金属铅、镉对方斑东风螺幼体的急性毒性试验[J]. 漳州师范学院学报(自然科学版), 2007(4): 93-96. XIE Xiangyun, LIN Yongbin, KE Caihuan. Acute toxicity tests of the lead and cadmium to Babylonia Areolate veliger larvae[J]. Journal of Zhangzhou Normal University, 2007(4): 93-96. DOI:10.3969/j.issn.1008-7826.2007.04.020 |
| [16] |
柳学周, 徐永江, 兰功刚. 几种重金属离子对半滑舌鳎胚胎发育和仔稚鱼的毒性效应[J]. 海洋水产研究, 2006, 27(2): 33-42. LIU Xuezhou, XU Yongjiang, LAN Gonggang. Toxic effects of several heavy metals on the embryos, larvae of Cynoglossus semilaevis Günther[J]. Marine Fisheries Research, 2006, 27(2): 33-42. |
| [17] |
CHINNI S, KHAN R N, YALLAPRAGADA P R. Acute toxicity of lead on tolerance, oxygen consumption, ammonia-n excretion, and metal accumulation in penaeus indicus postlarvae[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2002, 51(2): 79-84. DOI:10.1006/eesa.2000.2019 |
| [18] |
单阳阳, 李正炎. 基于盐度校正法的中国河口铅水生生物水质基准制定[J]. 生态毒理学报, 2020, 15(5): 272-287. SHAN Yangyang, LI Zhengyan. Derivation of water quality criteria of lead for the protection of chinese estuarine species based on salinity correction method[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2020, 15(5): 272-287. |
| [19] |
CHURCH B G, VANSPRANG P A, CHOWDHURY M J, et al. Updated species sensitivity distribution evaluations for acute and chronic lead toxicity to saltwater aquatic life[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2002, 36(1): 2974-2980. |
| [20] |
GROSELL M, BLANCHARD J, BRIX K V, et al. Physiology is pivotal for interactions between salinity and acute copper toxicity to fish and invertebrates[J]. Aquatic Toxicology, 2007, 84(2): 162-172. DOI:10.1016/j.aquatox.2007.03.026 |
| [21] |
LUSSIER S M, GENTILE J H, WALKER J. Acute and chronic effects of heavy metals and cyanide on Mysidopsis bahia (crustacea: mysidacea)[J]. Aquatic Toxicology, 1985, 7(1): 25-35. |
| [22] |
符修正, 于淑池, 袁艳菊, 等. 铅对波纹巴非蛤的急性毒性和组织蓄积性研究[J]. 安徽农业科学, 2016, 44(10): 137-139, 143. FU Xiuzheng, YU Shuchi, YUAN Yanju, et al. Study on lead's acute toxicity and accumulation on Paphia undulata[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2016, 44(10): 137-139, 143. |