鎳的環(huán)境生物地球化學(xué)與毒性效應(yīng)研究進(jìn)展

何 珊,郭 淵,王 琛,吳豐昌,何 佳

鎳的環(huán)境生物地球化學(xué)與毒性效應(yīng)研究進(jìn)展

何 珊1,2,郭 淵3,王 琛3,吳豐昌3,何 佳1*

(1.北京師范大學(xué)水科學(xué)研究院,城市水循環(huán)與海綿城市技術(shù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100875；2.吉林大學(xué),地球探測科學(xué)與技術(shù)學(xué)院,吉林 長春 130026；3.中國環(huán)境科學(xué)研究院,環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100012)

目前鎳的毒性評價大多基于單一指標(biāo)和室內(nèi)控制實(shí)驗(yàn)研究,如何綜合考慮鎳在水環(huán)境中的形態(tài)及天然復(fù)合水化學(xué)條件的影響,進(jìn)而準(zhǔn)確預(yù)測水體中鎳的生物毒性是水質(zhì)基準(zhǔn)及生態(tài)風(fēng)險評估領(lǐng)域的難題.本研究結(jié)合國內(nèi)外最新研究進(jìn)展,對鎳的來源、形態(tài)、生物有效性、毒性機(jī)理、水質(zhì)基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)及污水處理工藝等進(jìn)行歸納總結(jié).重點(diǎn)圍繞鎳的環(huán)境行為和毒性效應(yīng)展開,剖析了水化學(xué)因子對鎳生物有效性的影響,概述了鎳對不同營養(yǎng)級水生生物的毒性表現(xiàn),總結(jié)出鎳對淡水水生生物的六大毒性作用機(jī)理,展望鎳的生物有效性對毒性效應(yīng)的影響趨勢,對我國鎳的淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)的制定具有重要意義.

鎳；環(huán)境行為；毒性機(jī)理；生物有效性；水質(zhì)基準(zhǔn)

在地球元素總含量排名中,鎳(Ni)處于第六位[1],是元素周期表第28號元素,位于第四周期第Ⅷ副族,在戈?duì)柕率┟芴卦氐厍蚧瘜W(xué)分類中屬親鐵元素,集中分布在地核.Ni的化合物主要有NiSO4、NiCO3、NiCl2和Ni(NO3)2,它們多用于電鍍行業(yè)和催化劑生產(chǎn)中.Ni也是水、土壤、空氣和生物體內(nèi)的天然元素,在各個圈層地球化學(xué)循環(huán)中發(fā)揮重要作用.

Ni作為典型重金屬是一類特殊的具有高度生態(tài)意義的水資源污染物,由于它的持久性,Ni可以積聚在水庫,進(jìn)入食物鏈,對水生生物和人類健康構(gòu)成潛在威脅[2-3].在淡水生態(tài)系統(tǒng)中,Ni的毒性效應(yīng)包括損害氣體交換、抑制生物調(diào)控、促進(jìn)氧化應(yīng)激反應(yīng)等[4-5].

許多國家都發(fā)布各項(xiàng)污染物在水環(huán)境中的基準(zhǔn)值以保護(hù)本土水生生物不受危害[6-7].水質(zhì)基準(zhǔn)強(qiáng)調(diào)的是“以人(生物)為本”及人與自然和諧共處的理念,是制(修)定水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)、評價水質(zhì)和進(jìn)行水質(zhì)管理的科學(xué)依據(jù)與理論基礎(chǔ)[8].我國關(guān)于Ni水質(zhì)基準(zhǔn)的研究相對滯后,地質(zhì)、氣候、生態(tài)環(huán)境特征、產(chǎn)業(yè)發(fā)展模式、居民飲食習(xí)慣等與國外相比也有顯著差異,亟需制定適合本國國情的Ni水質(zhì)基準(zhǔn)[9].

本研究對于Ni在水環(huán)境中的全生命周期進(jìn)行綜述,主要研究Ni的來源、水環(huán)境形態(tài)、遷移轉(zhuǎn)化、生物有效性、毒性作用機(jī)理及治理工藝等內(nèi)容,為科學(xué)合理制定我國Ni淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)提供科學(xué)基礎(chǔ)和依據(jù).

1 Ni的來源

1.1 天然來源

Ni在自然界廣泛分布,其在地殼表面的含量為80mg/kg[10].在復(fù)雜的地球化學(xué)循環(huán)模式下,Ni在水環(huán)境普遍存在.水環(huán)境中它的天然來源可包括:大氣顆粒物沉降、巖石風(fēng)化及巖漿活動等.Ni存在于50余種礦物中,存在形態(tài)以NiS為主,也以類質(zhì)同象的形態(tài)存在于磁黃鐵礦.每年全世界Ni的巖石風(fēng)化量約320000t,河流輸送量約19000t[11],因此Ni具有在土壤和水環(huán)境中富集的地質(zhì)潛力.在瑞典一個研究案例中,某地下水廠Ni濃度升高的原因很大程度上與硫化冰川黏土的地質(zhì)作用有關(guān)[12].此外,地殼運(yùn)動導(dǎo)致的火山爆發(fā)會向地表輸送大量熔巖、火山灰、氣體球狀物等,在循環(huán)背景下,這一活動也是水中Ni的另一天然來源.近期研究表明,巖漿活動噴出的富Ni氣溶膠粒子甚至是5.4億年前二疊紀(jì)末物種滅絕的重要因素[13].

大氣中Ni污染物主要以顆粒態(tài)形式存在,可通過干、濕沉降進(jìn)入土壤和水環(huán)境;進(jìn)入土壤中的Ni2+被土壤有機(jī)和無機(jī)復(fù)合體吸附于土壤表面,由于地表徑流,以NiCl2、Ni(NO3)2為主的可溶態(tài)Ni隨水遷移,進(jìn)入水環(huán)境;當(dāng)Ni進(jìn)入水體后,常以水合離子、可溶性有機(jī)絡(luò)離子形式溶解于水中,在沉淀、共沉淀作用下,水中Ni向底質(zhì)遷移,富集于底質(zhì)沉積物[14-15];由于含Ni化合物(除Ni(CO)4以外)的低蒸氣壓,土壤和水中的Ni很難通過揮發(fā)重新進(jìn)入大氣.[10]

基于不同的地質(zhì)條件背景,自然水體中Ni濃度存在顯著差異,天然小溪、河流和湖泊Ni濃度為0.2～ 10μg/L,靠近Ni礦和冶煉廠的濃度能達(dá)到6.4mg/L,海水中Ni的濃度大概是1.5μg/L,其中50%是以自由離子態(tài)形式存在[16].

1.2 人為來源

Ni的人為來源以工業(yè)生產(chǎn)、工業(yè)產(chǎn)品的使用、含Ni廢物處理等為主.以電鍍行業(yè)為例,作為含Ni廢水的重要來源,我國目前約有1萬多家電鍍廠,廢水排放量約40億m3/a.

Ni儲量和工業(yè)應(yīng)用是導(dǎo)致不同地區(qū)人為來源Ni污染程度差異的重要因素.美國地質(zhì)調(diào)查局公布,2020年全球探明Ni基礎(chǔ)儲量約9400萬t,印度尼西亞以2100萬t Ni儲量(占全球Ni儲量比例22.34%)高居世界第一,第二到第六位分別是:澳大利亞、巴西、俄羅斯、古巴、菲律賓,我國以280萬t儲量與加拿大并列第七. 2020年,在美國,初級Ni主要用途依然是不銹鋼和合金,占國內(nèi)消費(fèi)的85%以上.由于全球Covid-19的影響,2020年美國國內(nèi)報(bào)告的初級Ni消費(fèi)量約下降20%[17].有關(guān)部門估算,現(xiàn)在全球每年向自然環(huán)境排放的有毒重金屬污染物達(dá)數(shù)百萬噸,其中Ni排放量大約為38.1萬t,并仍然呈逐年上升趨勢[18].目前,亞洲已成為全球最大的自然資源使用洲,全球Ni物質(zhì)流分析表明,隨著亞洲、非洲工業(yè)化發(fā)展、人口和經(jīng)濟(jì)增長,可能會導(dǎo)致未來Ni需求量不斷增加[19],這也會帶來更多與Ni有關(guān)的環(huán)境問題.直接排入水體的Ni、通過地表徑流由土壤輸入的Ni和大氣顆粒物沉降的Ni,最終引起水中Ni含量劇增.Ni在環(huán)境的主要輸入輸出途徑見圖1.

特別地,在水環(huán)境中人為帶來的Ni輸入可能會產(chǎn)生“蝴蝶效應(yīng)”:上世紀(jì),工業(yè)迅速發(fā)展的時期,海洋和內(nèi)陸沉積物Ni濃度顯著增加[20-21],而遠(yuǎn)在主要人為污染源幾千公里以外的偏遠(yuǎn)地區(qū),比如挪威北極地區(qū)和芬蘭拉普蘭克地區(qū),也能觀察到Ni濃度的增加[22];在我國長江流域,重慶市、武漢地區(qū)和長三角地區(qū)大量溶解性Ni的來源分別是攀枝花礦區(qū)、南嶺礦區(qū)和銅陵礦區(qū)的人為活動[23].

圖1 Ni在環(huán)境中的主要輸入輸出途徑

2 Ni的形態(tài)及環(huán)境行為

2.1 Ni在水環(huán)境中的形態(tài)

Ni通常以溶解態(tài)(存在于水相中)、顆粒態(tài)(存在于懸浮相的懸浮態(tài)和沉積物中的沉積態(tài))的形式存在于水環(huán)境[24].好氧條件下,Ni主要以水合離子態(tài)存在,此時,Ni的水合離子態(tài)受鐵、錳含水氧化物控制.在較高pH值條件下,由于Ni2+與帶負(fù)電荷氧化物表面靜電吸引的增加,Ni更傾向于吸附在鐵錳氫氧化物上;較低pH值條件下,Ni2+和H+之間的競爭導(dǎo)致Ni從含氧化物中解離.缺氧或厭氧條件下,硫化物會通過形成難溶的Ni-S控制Ni的形態(tài).湖泊中,Ni主要以離子態(tài)和與有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)存在.河流中,Ni吸附于顆粒物或與有機(jī)物結(jié)合,隨顆粒物或有機(jī)物遷移[25].由于Ni穩(wěn)定的電子構(gòu)型,Ni形成有機(jī)配合物的反應(yīng)非常慢.Ni首次進(jìn)入水生態(tài)系統(tǒng)時,可能會在很長一段時間內(nèi)保持其原有的形態(tài),從而打亂系統(tǒng)中原有的Ni分布.這一結(jié)果可能造成毒性最強(qiáng)的Ni2+長時間以溶解態(tài)存在于水環(huán)境,對水生生物產(chǎn)生威脅[26].

2.2 Ni在沉積物中的形態(tài)

沉積物中Ni的形態(tài)主要為殘?jiān)鼞B(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和可交換態(tài)[27].沉積物中Ni的分布具有明顯的空間和環(huán)境效應(yīng).例如,寶鄉(xiāng)河表層沉積物在上游沉積物中,Ni主要存在于殘?jiān)鼞B(tài)(84%),可還原態(tài)(8%)、可氧化態(tài)(7%),可交換態(tài)(1%)的含量較低[28];巴厘貝諾瓦灣沉積物中,與碳酸鹽相(可交換態(tài))結(jié)合的Ni占了總Ni的22.3% ～ 42.3%,與鐵/錳相(可還原態(tài))結(jié)合的Ni占總的21.8% ～ 34.7%,與有機(jī)相(可氧化態(tài))結(jié)合的Ni占總的8.2% ～ 29.7%,與礦物相相關(guān)(殘?jiān)鼞B(tài))結(jié)合的Ni占總的5% ～ 36.8%[29].

2.3 Ni的環(huán)境行為

水中可溶性Ni2+能與水結(jié)合形成水合離子Ni[(H2O)6]2+,也能與氨基酸、胱氨酸、富里酸等結(jié)合形成可溶性有機(jī)絡(luò)離子,它們都可隨水遷移.由于吸附、沉淀作用,水環(huán)境的Ni向沉積物遷移,同時,沉積物Ni2+也會釋放到水環(huán)境.水體的Ni大部分富集在沉積物,沉積物含Ni量約18×10-6～ 47×10-6,為水中含Ni量的38000 ～ 92000倍.

Ni的存在形式受環(huán)境條件的影響,Ni不會永久附著在沉積物上或存在于水環(huán)境中[30].外界條件(如pH值、硬度、氧化還原電位、DOC等)的改變可能使Ni形態(tài)發(fā)生變化,從而導(dǎo)致水環(huán)境中Ni分布的改變[31-32].

pH值是影響水環(huán)境Ni行為的重要因素之一,會直接影響Ni、Fe、Mn等重金屬的溶解度及其在固液相的分配[33].當(dāng)人類活動排入大量酸性廢水或堿性廢水時,水的pH值急劇變化,可能造成水環(huán)境顆粒態(tài)、沉積物可交換態(tài)Ni2+的解離或吸附沉積[34].

硬度也會影響Ni在水中的分布.水中的懸浮顆粒和沉積物的粘土礦物大多帶有負(fù)電荷,為保證電中性必然會從環(huán)境介質(zhì)吸附等量的陽離子,懸浮顆粒和粘土沉積物對陽離子的吸附交換作用,是水環(huán)境保持重金屬痕量濃度的主要原因.當(dāng)水環(huán)境硬度改變時,吸附于沉積物黏土礦物上的可交換態(tài)Ni,會與Ca2+、Mg2+等發(fā)生交換作用[35].

重金屬-無機(jī)礦物質(zhì)是控制水環(huán)境重金屬形態(tài)的另一項(xiàng)重要機(jī)制[36].以Ni的可還原態(tài)為例,Fe/Mn氧化物比表面積大,具有多微孔結(jié)構(gòu)且富含結(jié)合電位,表現(xiàn)出對Ni較強(qiáng)的專屬吸附作用.因此,當(dāng)水環(huán)境氧化還原電位降低或者氧分壓減少時,Fe/Mn氧化物發(fā)生還原反應(yīng),導(dǎo)致吸附于Fe/Mn氧化物上的Ni被釋放[37].

研究表明,有機(jī)物中的腐殖質(zhì),包括腐殖酸(HA)和富里酸(FA),對Ni2+在水環(huán)境中的形態(tài)分布與遷移轉(zhuǎn)化起重要作用[38].當(dāng)有機(jī)物主要以溶解態(tài)形式存在時,因其可與重金屬絡(luò)合而阻止重金屬在固相表面的吸附,或與重金屬競爭固相表面的吸附點(diǎn)位,從而增加Ni及其化合物的溶解度.相反,固相中的有機(jī)物對Ni的絡(luò)合吸附作用則會降低Ni的遷移性.

此外,Ni與DOC的結(jié)合基于DOC的聚電解質(zhì)效應(yīng):當(dāng)陽離子與聚陰離子的酸性官能團(tuán)發(fā)生反應(yīng)時,化學(xué)自由能因所有鄰近長程庫侖引力而增強(qiáng).pH值會影響DOC表面官能團(tuán)質(zhì)子化過程:隨著pH值的增加,HA結(jié)構(gòu)內(nèi)電荷密度增加,HA開始分解,HA分子量降低這一過程通常會在HA分子中打開新的結(jié)合位點(diǎn),因此較高pH值條件下,這種聚電解質(zhì)效應(yīng)可以大大加強(qiáng)金屬離子與多陰離子的結(jié)合,從而影響Ni在環(huán)境介質(zhì)上的吸附、解吸.金屬(M)和官能團(tuán)(L)反應(yīng)(反應(yīng)式1)的自由能變化(Δ)是化學(xué)自由能變化(Δchem)和庫侖自由能變化(Δcoul)的總和(反應(yīng)式2).Δchem變化受反應(yīng)官能團(tuán)本身反應(yīng)的影響,Δcoul變化受金屬M(fèi)與所有聚陰離子的靜電相互作用的影響.由此,Ni-DOC配合物的結(jié)合能分為兩部分:(1)化學(xué)結(jié)合能;(2)庫倫結(jié)合能.由于Ca2+、Mg2+在Ni與DOC結(jié)合過程中會競爭特定結(jié)合位點(diǎn),因此Ca2+、Mg2+過量會導(dǎo)致DOC多陰離子的擴(kuò)散雙電子層中Ca2+、Mg2+大量存在,從而通過屏蔽DOC多陰離子上的電荷,顯著降低Ni-DOC的總結(jié)合能[39],進(jìn)而影響水環(huán)境Ni形態(tài)的變化.

D=DDChem+Dcoul(2)

3 Ni的毒性效應(yīng)及機(jī)理

3.1 水生生物毒性

20世紀(jì)初,Ni被認(rèn)為無毒,隨后越來越多的證據(jù)推翻了這一觀點(diǎn).Ni的毒性被忽視的原因主要是其毒性被其他金屬的毒性所掩蓋,尤其是在受采礦、電鍍和不銹鋼生產(chǎn)污染的水中,研究表明Ni慢性毒性暴露的濃度甚至比急性毒性時低2個數(shù)量級以上,此時就會抑制無脊椎動物的生長或繁殖[40].國際癌癥研究機(jī)構(gòu)(IARC)已將Ni化合物歸為一類致癌物,將Ni和Ni合金歸入為2B類致癌物清單中.

Ni對水生生物的毒性主要表現(xiàn)為:

高濃度Ni會干擾水生植物的生命過程,進(jìn)而可能引起污染水域水生植物群落的物種結(jié)構(gòu)變化:0.25mg/L Ni2+濃度下培養(yǎng)浮萍、浮葉眼子菜、伊樂藻、金魚藻等水生植物,在第5d這些植物的潛在光合速率均降低了1.3～2.2倍[41].紫萍和浮萍暴露于40μmol/L的NiCl2溶液,第4d觀察到新生的紫萍、浮萍顏色出現(xiàn)萎黃,相比于對照組同時期新生的葉片,暴露于Ni溶液的浮萍體型更小;第7d,紫萍和浮萍葉片數(shù)量明顯減少[42].

浮游動物在Ni暴露實(shí)驗(yàn)中的毒性表現(xiàn)有繁殖率下降、后代死亡率增加等:21d慢性Ni暴露實(shí)驗(yàn)下,蚤狀溞在1.8和18μg/L濃度組中均出現(xiàn)不同程度的繁殖抑制,相比于對照試驗(yàn)組,產(chǎn)仔率分別下降了21%和27%.Ni對大型溞也有明顯的繁殖和生長抑制作用:0.16mg/L Ni2+濃度暴露中對大型溞進(jìn)行世代培養(yǎng),其平均壽命和體長隨世代增加而顯著降低[43].

高濃度Ni也會抑制底棲動物的生長發(fā)育,如:14d慢性毒性試驗(yàn)中,與暴露于低濃度(0, 10μg/ L)Ni溶液相比,高濃度(250μg/L)暴露下約有70%靜水椎實(shí)螺出現(xiàn)了明顯的生長發(fā)育抑制現(xiàn)象[44].

魚類的生理功能也會受Ni暴露的影響,毒性主要表現(xiàn)在:生長發(fā)育抑制(骨骼畸形)、器官衰竭、癌癥發(fā)生率增加等.有研究表明胡子鯰在3mg/L Ni溶液暴露下表現(xiàn)出適應(yīng)性反應(yīng),暴露48h后可發(fā)生脊柱卷曲和縱向運(yùn)動等生理適應(yīng)特征[45].鯉魚暴露于高濃度(1.25mmol/L)Ni溶液48h后,出現(xiàn)鰓小片呼吸上皮細(xì)胞壞死、脫落,肝血竇淤血,肝細(xì)胞核固縮等鰓和肝臟的組織病理變化;中低濃度(0.72～ 1.09mmol/L)時,出現(xiàn)鰓小片呼吸上皮水腫浮離,細(xì)胞增生,血竇充血,肝細(xì)胞胞漿空泡化等現(xiàn)象[46].在10, 25, 50和100mg/L Ni2+濃度下暴露96h導(dǎo)致鯽魚體重下降和運(yùn)動活動下降(1%～25%),與對照組相比,Ni暴露顯著降低了淋巴細(xì)胞數(shù)量,誘導(dǎo)了魚肝臟的氧化應(yīng)激[47].此外,魚類Ni中毒癥狀還包括浮出水面,嘴巴和嘴蓋快速移動,死亡前抽搐和失去平衡等[48].

3.2 Ni的生物有效性

金屬及其化合物可能會對環(huán)境中的生物生存構(gòu)成威脅,由于地球化學(xué)過程,它們自然存在于地表水中,一些金屬甚至是生物體的基本元素.先前研究表明,金屬對生物體的有效性和毒性很大程度上取決于水質(zhì)條件,且水中的金屬毒性與總金屬濃度并不存在顯著相關(guān)性,實(shí)際上環(huán)境的金屬總量只有一部分可以被生物體吸收,并隨后誘發(fā)不利影響[49].金屬的生物有效性不僅取決于該金屬在環(huán)境的總(或溶解)濃度,也取決于物理化學(xué)和生物因素之間的復(fù)雜相互作用.生物有效性通常是引發(fā)機(jī)體反應(yīng)的限制因素,它會受到暴露介質(zhì)的酸堿度、競爭位點(diǎn)化學(xué)物質(zhì)(如鈣、鈉或鎂)的存在、生物體特性(如結(jié)合位點(diǎn)的數(shù)量和類型)的影響[50].從各途徑進(jìn)入水環(huán)境的過量Ni會對水生生物產(chǎn)生不利影響,又由于各項(xiàng)水質(zhì)參數(shù)(pH值、硬度、氧化還原電位、DOC等)影響了Ni的環(huán)境行為,因此Ni的毒性需基于生物有效性來評估.

Ni在水環(huán)境的形態(tài)受水質(zhì)因子的影響,水質(zhì)因子改變時,Ni的吸附、解吸、絡(luò)合等環(huán)境行為均會對Ni的生物有效性產(chǎn)生限制,不同水質(zhì)因子下Ni對水生生物的毒性也具有顯著差異.然而我國水域面積廣闊,水質(zhì)因子復(fù)雜多變,如,我國典型流域地表水硬度范圍約52.5～218.39mg/L,pH值全年平均值范圍約7.01～8.49;DOC范圍約0.92～19.26mg/L[51],通過毒性試驗(yàn)的手段對每個特定區(qū)域水質(zhì)因子進(jìn)行測定,再評估Ni的生物有效性勢必消耗大量人力物力和財(cái)力也無法完全覆蓋水質(zhì)情況的變化.因此生物有效性的定義決定了單純物理化學(xué)或生物評價方法都不能準(zhǔn)確評價重金屬的生物有效性,評價結(jié)果誤差較大.

隨著計(jì)算機(jī)和分析化學(xué)的發(fā)展,20世紀(jì)80年代開始出現(xiàn)模型預(yù)測金屬毒性:如:自由離子活度模型(FIAM)、魚鰓電位交互作用模型(GSIM)、生物配體模型(BLM)、多元線性回歸模型(MLR).其中,預(yù)測Ni毒性的BLM已在歐洲天然水域開發(fā)并得到驗(yàn)證.已有研究表明,Ni對水生生物慢性毒性的BLM可以推廣到許多其他物種,包括藻類、魚類等[52].經(jīng)過近幾十年BLM的科學(xué)發(fā)展,這些模型目前被認(rèn)為適用于淡水水體中金屬的監(jiān)管風(fēng)險評估[53].歐盟水框架指令中也將BLM用于Ni環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的推導(dǎo).日本也開始從水化學(xué)角度驗(yàn)證該模型[54].

目前,國內(nèi)有關(guān)Ni毒性的研究相對其他典型重金屬毒性研究較少.且多數(shù)毒性實(shí)驗(yàn)僅研究單一水質(zhì)因子對Ni毒性效應(yīng)的影響,依靠單一實(shí)驗(yàn)條件、測試物種的選擇以及暴露溶液的配置而獲得的毒性試驗(yàn)結(jié)果無法很好地解釋天然水中Ni對水生生物毒性的作用機(jī)理,對于實(shí)際水體金屬毒性的推導(dǎo)可參考性較小.應(yīng)盡快將Ni對水生生物毒性的模型應(yīng)用到實(shí)際水體中,以便合理有效保護(hù)全國各地的水環(huán)境.

3.3 Ni的毒性作用機(jī)理

Ni的毒性很大程度上同它進(jìn)入細(xì)胞的方式有關(guān),其化合物隨毒性的升高分為以下三類:水溶性Ni、顆粒態(tài)Ni、脂溶性Ni(CO)4.盡管Ni的毒性隨其化合物水溶性降低而增加,但是細(xì)胞內(nèi)最終形成的游離Ni2+才是真正的毒源.這種表面矛盾可以解釋為細(xì)胞對Ni的吸收和排出的結(jié)果[40].

Ni對淡水水生生物的潛在毒性作用機(jī)理主要包括如圖2所示的六大反應(yīng).

3.3.1 Ca2+穩(wěn)態(tài)的失調(diào) 靜水錐實(shí)螺()在Ni 14d慢性暴露中,幼螺的生長相對于對照組減少了48%,Ca2+穩(wěn)態(tài)顯著受到Ni的影響.研究表明鈣的吸收途徑可能被Ni替代,進(jìn)而影響部分生物體內(nèi)Ca2+的平衡[55].因此,Ni暴露會導(dǎo)致Ca2+穩(wěn)態(tài)的失調(diào),進(jìn)而降低Ca2+可用性,最終導(dǎo)致水生生物骨骼、外殼生長受損[56].

3.3.2 Mg2+穩(wěn)態(tài)的失調(diào)和Fe2+/Fe3+動態(tài)平衡的失配 Mg2+和Fe2+/Fe3+在生物系統(tǒng)中有多種作用,主要包括穩(wěn)定核酸和蛋白質(zhì)功能、參與ATP的合成以及維系水生植物光合作用[57].Ni與多種Mg2+轉(zhuǎn)運(yùn)體之間的相互作用在細(xì)菌中得到廣泛證明[58-59].研究表明尼羅羅非魚在3d短期暴露(30μmol/L)和30d長期暴露(10μmol/L)于Ni2+溶液中時,均出現(xiàn)ATP酶活性下降的現(xiàn)象[60].黃鱸12d長期暴露(68.5±6.8)μg/L Ni條件下,基于鐵的多個基因(轉(zhuǎn)鐵蛋白受體,轉(zhuǎn)鐵蛋白)表達(dá)發(fā)生顯著性改變,這一變化表明Ni誘導(dǎo)的鐵缺乏會產(chǎn)生代償反應(yīng)[61].介于Mg2+和Fe2+/Fe3+在生物體內(nèi)的普遍性和功能性,Ni可以通過對生物體內(nèi)Mg2+穩(wěn)態(tài)和Fe2+/Fe3+動態(tài)平衡造成影響從而影響水生生物的正常生理運(yùn)轉(zhuǎn).

圖2 Ni對淡水水生生物的潛在毒性作用機(jī)理

3.3.3 活性氧(ROS)造成氧化損傷 當(dāng)ROS產(chǎn)生量超過體內(nèi)自身消除量時,可導(dǎo)致ROS增加的狀態(tài)稱為“氧化應(yīng)激”[62].Ni積累到一定程度可導(dǎo)致金魚腎臟超氧化物歧化酶、谷胱甘肽過氧化物酶、谷胱甘肽還原酶和葡萄糖-6-磷酸脫氫酶等氧化應(yīng)激標(biāo)志物活性的抑制,此時腎臟發(fā)生氧化應(yīng)激[63].Ni化合物的毒性和致癌作用正是由于Ni介導(dǎo)的大分子氧化損傷和/或抑制細(xì)胞抗氧化防御.由此,Ni2+會增加ROS的產(chǎn)生,導(dǎo)致細(xì)胞DNA損傷、蛋白質(zhì)損傷和脂質(zhì)過氧化,同時觸發(fā)氧化應(yīng)激防御系統(tǒng).

3.3.4 激活T細(xì)胞 作為半抗原的Ni2+通過樹突細(xì)胞被運(yùn)送到引流淋巴結(jié),導(dǎo)致T細(xì)胞原位的激活和增殖[64].Ni對水生生物存在潛在過敏反應(yīng),研究發(fā)現(xiàn)虹鱒魚鍶的過敏特征有:鰓的次生片層水腫和氧氣擴(kuò)散距離增加,主要表現(xiàn)在相應(yīng)的氧提取效率和動脈氧含量降低,動脈CO2增加,血液pH值降低以及包括通氣率、通氣量和紅細(xì)胞壓積的增加[48].

3.3.5 酶活性影響 Ni對于水生生物體內(nèi)的酶有3種毒性機(jī)制[4]:①Ni取代金屬蛋白的固有金屬; ②Ni與非金屬酶的催化殘基結(jié)合;③Ni結(jié)合在酶的外催化位點(diǎn)進(jìn)而抑制酶的作用.此外,Ni對不同DNA聚合酶的影響存在差異:Ni是大腸桿菌DNA聚合酶I中常用金屬的替代品,是噬菌體T4酶的弱抑制劑,是噬菌體T7酶的更有效抑制劑.

與淡水環(huán)境相比,Ni對海水水生生物的毒性研究較少.由于海水與淡水的水化學(xué)條件差異性顯著,使Ni的生物有效性也有明顯差別,如:海水DOC濃度低于淡水,海水中高鹽含量意味著有更多離子競爭DOC結(jié)合位點(diǎn),這有效降低了Ni與DOC的結(jié)合能力.通常情況下,海水中Ni產(chǎn)生毒性效應(yīng)的濃度要高于淡水.Ni對海水水生生物致毒機(jī)制主要包括三方面:離子調(diào)節(jié)損傷、抑制呼吸作用、促進(jìn)氧化應(yīng)激,這與淡水中的機(jī)制相似[65].如:發(fā)育的海膽胚胎中,Ni抑制Ca2+內(nèi)流,這可能是Ni暴露條件下海膽胚胎發(fā)育骨骼畸形的原因[66];海水Ni的暴露濃度一般不足以影響生物的呼吸功能,尤其是考慮到海水Ni的生物有效性存在降低的可能性,因此這一毒性機(jī)制對海洋生物致毒的可能性較低[67];研究表明,暴露于3mg/L Ni濃度的青蟹,ROS的解毒能力受損,表現(xiàn)出氧化應(yīng)激效應(yīng)[67].

此外,納米材料正以指數(shù)增長的速度應(yīng)用于工業(yè),納米材料對生態(tài)的潛在危害也越來越受到人們重視.Ni納米顆粒對水生生物的毒性作用機(jī)理一般為:Ni納米顆粒吸附/粘附在生物體外表面,并與細(xì)胞膜、細(xì)胞壁和組織/器官表面發(fā)生化學(xué)反應(yīng),可能導(dǎo)致細(xì)胞功能受損和死亡.Ni納米顆粒也會誘導(dǎo)生物體內(nèi)部或外部ROS的產(chǎn)生釋放,引起氧化應(yīng)激.此外,Ni納米顆粒可以部分溶解在水或生物體內(nèi),釋放Ni2+,可導(dǎo)致與溶解Ni相關(guān)的離子調(diào)節(jié)受損、抑制呼吸、產(chǎn)生氧化應(yīng)激效應(yīng)等[68].

4 Ni的水質(zhì)基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)

水質(zhì)基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)是規(guī)范進(jìn)行水環(huán)境管理的重要依據(jù)之一,水環(huán)境的安全與人體健康和水生生物的安全息息相關(guān).水質(zhì)基準(zhǔn)的建立是基于合理可信且保證足夠數(shù)量和質(zhì)量的生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù),并通過模型計(jì)算獲得最終值.由于物種多樣性存在明顯的地理差異,制定水質(zhì)基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)需要從不同營養(yǎng)級考慮.目前基準(zhǔn)計(jì)算方法主要為評價因子法、物種敏感度分布曲線法、生態(tài)毒理模型法、毒性百分?jǐn)?shù)排序法,各方法定義及優(yōu)缺點(diǎn)見表1.

表1 基準(zhǔn)推導(dǎo)方法及優(yōu)缺點(diǎn)分析[69]

另外在推導(dǎo)Ni水質(zhì)基準(zhǔn)的過程中需充分考慮區(qū)域環(huán)境差異特征對水質(zhì)基準(zhǔn)的影響機(jī)理.區(qū)域要素主要包括理化要素特征(如pH值、DOC及硬度等)、氣候條件、生物區(qū)系和污染程度等,這些因素通過影響Ni在水環(huán)境中的環(huán)境行為,進(jìn)而影響Ni對水生生物的毒性效應(yīng),從而對水基準(zhǔn)值產(chǎn)生影響.應(yīng)建立由多參數(shù)構(gòu)成的毒性校正函數(shù)來對基準(zhǔn)值進(jìn)行校正,建立具有區(qū)域特征的水質(zhì)基準(zhǔn).表2是國外已發(fā)布的淡水水生生物Ni水質(zhì)基準(zhǔn),主要考慮了理化要素硬度對Ni毒性作用的影響.

我國尚未發(fā)布關(guān)于Ni的水質(zhì)基準(zhǔn),但國內(nèi)已有研究基于我國本土水生生物毒性值推導(dǎo)了Ni的水質(zhì)基準(zhǔn)值(表3).

前文已敘述水化學(xué)條件影響Ni的生物有效性,并有大量研究證實(shí)硬度與Ni的水生生物毒性之間存在顯著相關(guān)性,我國目前Ni水質(zhì)基準(zhǔn)研究并未討論水化學(xué)條件對其產(chǎn)生的影響,未來研究中有待完善.

表2 國外已發(fā)布的淡水水生生物Ni水質(zhì)基準(zhǔn)

表3 我國Ni的水質(zhì)基準(zhǔn)研究

我國現(xiàn)行各類水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn),如《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838 - 2002)[72]、《漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(GB 11607-89)[73]和《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749-2006)[74]中,Ni最高允許標(biāo)準(zhǔn)值分別為20, 50和20 μg/L.標(biāo)準(zhǔn)中存在同一標(biāo)準(zhǔn)值保護(hù)多項(xiàng)內(nèi)容的情況,如:《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[72]中規(guī)定達(dá)到Ⅱ類和Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)的水體既可用作管理集中式生活飲用水源地的一級和二級保護(hù)區(qū),也可用于保護(hù)珍稀水生生物棲息地和漁業(yè)水域,同時這一標(biāo)準(zhǔn)兼顧保護(hù)人體健康不受侵害和保護(hù)水生生物安全的雙重需要.對比表2、表3,我國如果僅使用目前Ni標(biāo)準(zhǔn)值,對于特定區(qū)域水化學(xué)條件的水體,統(tǒng)一的水質(zhì)基準(zhǔn)與標(biāo)準(zhǔn)可能過于苛刻或者無法起到保護(hù)作用,對生態(tài)安全和環(huán)境質(zhì)量評價構(gòu)成潛在威脅和評價偏差.

5 Ni污水處理工藝

為了維護(hù)Ni在水體中不超過水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)和基準(zhǔn)的閾值,含Ni污水處理處置是一項(xiàng)不可忽視的重要工作.目前常規(guī)含Ni污水處理工藝以沉淀法[75]、膜分離法[76-77]、離子交換法[78]、吸附法[79]等技術(shù)為主,部分工藝還可以對Ni進(jìn)行回收再利用,實(shí)現(xiàn)Ni的全生命周期管理模式[80].

5.1 沉淀法

沉淀法常用于處理化學(xué)鍍Ni廢水[81].化學(xué)鍍Ni廢水由有機(jī)螯合劑組成,主要成分包含檸檬酸鈉和復(fù)合Ni2+等,其中檸檬酸根離子具有較強(qiáng)的抗氧化性,單純氧化還原工藝處理后并不能將其有效去除,需要增加沉淀工藝進(jìn)一步處理.

多數(shù)沉淀工藝處理Ni廢水需要先進(jìn)行芬頓(Fenton)、電化學(xué)氧化等高級氧化法,將絡(luò)合態(tài)的Ni2+轉(zhuǎn)化成游離態(tài),再通過調(diào)節(jié)pH值、臭氧氧化、投加次氯酸鈣等方法將Ni2+沉淀去除[82].例如:利用芬頓法與混凝沉淀法相結(jié)合[83-84],通過控制H2O2投加量、Fe2+與H2O2的摩爾比、反應(yīng)時間等因素,將電鍍退洗廢水中的大部分Ni2+去除(74.62%),以滿足后續(xù)深度處理要求,減輕膜處理單元的壓力.

除此之外,可以利用堿—磷酸鹽兩級沉淀法處理高濃度含Ni濃水,通過化學(xué)氧化破絡(luò)、初次沉淀和二次沉淀完成Ni處理工作[85].當(dāng)初次沉淀pH值為9.5、二次沉淀pH值為10.0時,出水的總Ni濃度可穩(wěn)定低于0.2mg/L,再與其他廢水混合后完成處理.去除結(jié)果基本可以滿足GB 21900 - 2008《電鍍污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》[86]中Ni排放限值(0.1mg/L)的要求.但是沉淀法處理含Ni廢水均存在不同程度的工藝冗長、占地面積大、費(fèi)用較高等問題.

5.2 膜分離技術(shù)

根據(jù)不同膜的選擇透過性將膜分離技術(shù)主要分為微濾(MF)、超濾(UF)、納濾(NF)和反滲透(RO).微濾膜的孔徑范圍在0.1～0.01μm,目前已應(yīng)用于反滲透系統(tǒng)的預(yù)處理工藝中,適合對懸浮液和乳液進(jìn)行截留或濃縮以及低濁度液體除菌[85].超濾膜截留分子量范圍約2～200kD,在工業(yè)上應(yīng)用超濾膜處理含Ni廢水過程中,可添加重金屬絡(luò)合劑以強(qiáng)化超濾過程,例如:以丙烯酸—馬來酸共聚物(PMA- 100)為絡(luò)合劑,通過聚合物絡(luò)合金屬離子的強(qiáng)化超濾處理含Ni廢水,在最優(yōu)條件下,可以實(shí)現(xiàn)Ni2+的截留率達(dá)99%以上,但是截留率會因NaCl和Na2SO4的存在而降低[87].納濾膜截留分子量約150～300kD,由于其特殊的孔徑范圍和荷電性,對二價、多價離子有較高的脫除性能,納濾是介于超濾和反滲透之間的一種壓力驅(qū)動膜過程,在合適的操作壓力、pH值等條件下,納濾膜對于Ni2+的截留率可以達(dá)到98%[88-89].反滲透是一種高效的保留溶解鹽和低摩爾質(zhì)量有機(jī)分子的工藝,可實(shí)現(xiàn)Ni2+99%的截留率.近年來,納濾和反滲透技術(shù)普遍用于處理酸性金屬污染廢水,還可實(shí)現(xiàn)從電鍍廢液中對金屬Ni的回收[90].

根據(jù)不同膜材料的特性,選擇性地復(fù)合使用,可提高含Ni廢水的處理效果.研究表明[91]采用膜分離技術(shù)的兩級分級組合,一級抗污染反滲透膜分離可去除大部分Ni2+,截留率大于99%.二級海水反滲透膜分離中將廢水濃縮10倍及以上,無機(jī)離子的截留率可高達(dá)99.5%.后續(xù)處理中調(diào)節(jié)漂洗水的pH值,防止廢水中的氫氧化物產(chǎn)生沉淀,定期自動沖洗的化學(xué)和物理步驟,可實(shí)現(xiàn)透過液回用,末級濃縮液直接回用,預(yù)處理后零排放的治理效果.

5.3 離子交換法

離子交換法作為傳統(tǒng)的重金屬廢水的治理技術(shù),主要是利用樹脂含有的活性基團(tuán)(如大量的氨基、羥基、羧基等)與廢液中的重金屬離子發(fā)生螯合反應(yīng),從而達(dá)到脫除的目的[92].離子交換法具有效率高、樹脂無毒、設(shè)備簡單、無二次污染等優(yōu)點(diǎn)[93].選擇合適的離子交換樹脂,可有效去除工業(yè)廢水(例如電鍍廢水)的高濃度Ni2+.例如,c160離子交換樹脂在一次50min的循環(huán)吸附過程后,Ni2+的濃度從30000mg/L下降到6300mg/L,去除率約79%,并且離子交換器的可再生效率高達(dá)84%[94].然而,離子交換技術(shù)易受到水質(zhì)條件(如pH值、流速、溫度)的影響,在不合適的水質(zhì)條件下,去除率甚至低于10%[95].

5.4 吸附法

吸附法主要是通過分子間作用力吸附Ni2+的物理吸附作用,和通過電子轉(zhuǎn)移或電子對共用形成化學(xué)鍵或生成表面配位化合物等方式產(chǎn)生的化學(xué)吸附作用來完成去除過程[96].

研究表明用二甲基乙二肟(DMG)在10% NaOH和96%乙醚溶液中對碳基吸附劑進(jìn)行改性,吸附量明顯高于原吸附劑(改性前70%,改性后90%),并且在堿性環(huán)境中達(dá)到最大吸附量,吸附量隨溫度的升高而增加[97].另外,可生物降解的殼聚糖在中等pH值下具有質(zhì)子化和天然氨基,用作水中Ni2+的吸附材料,具有隨Ni2+濃度的增加殼聚糖吸附容量增大的特性.基于含氧陰離子的價態(tài)不同,殼聚糖對Ni2+的吸附能力存在明顯差異(溶液中存在二價硫酸根陰離子,Ni吸附效率約70%;溶液中存在一價硝酸根陰離子時,吸附效率約30%).由于溶液中陽離子和陰離子與已經(jīng)被吸附的離子之間可能存在更多的靜電相互作用,因此較高的陰離子價會導(dǎo)致較高的吸附容量,該材料適用于高濃度含Ni廢水[98].

表4是對目前常規(guī)含Ni污水處理工藝的對比.Ni污水主要集中在電鍍行業(yè),其加工量僅次于鋅.工業(yè)快速發(fā)展,Ni污水處理工藝也逐漸趨向工程化,以解決實(shí)地工業(yè)重金屬污染為目標(biāo).在選擇污水處理工藝時,不局限于單一處理方法,可多項(xiàng)聯(lián)用,需嚴(yán)格考慮:成本、去除率、二次污染、材料可回收性、廢液可回收性、能否大規(guī)模應(yīng)用等.目前,污水處理工藝也在不斷進(jìn)步完善,以達(dá)到社會的可持續(xù)發(fā)展.

表4 Ni污水處理工藝

6 總結(jié)與展望

6.1 關(guān)鍵科學(xué)問題總結(jié)

由于Ni在環(huán)境中分布的廣泛性以及水生生物對其毒性的敏感性,Ni污染問題已受到國內(nèi)外高度重視.然而,關(guān)于Ni在水環(huán)境中的生物地球化學(xué)行為及毒性效應(yīng)研究尚多集中在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)開展,即在研究過程中僅考慮單一環(huán)境要素對Ni的影響,沒有系統(tǒng)研究實(shí)際水體中復(fù)合多要素條件下Ni的環(huán)境行為及毒性效應(yīng).

Ni在環(huán)境中的存在形態(tài)受到來源、性質(zhì)及環(huán)境因素的多重影響,這也使Ni的環(huán)境行為受多方面因素的控制,目前單一環(huán)境要素,例如,不同pH值條件下對Ni環(huán)境行為的影響機(jī)理相對充分,但尚未系統(tǒng)研究復(fù)合多要素聯(lián)合變化條件下Ni在溶解態(tài)、顆粒態(tài)及沉積物可交換態(tài)的解離或吸附沉積機(jī)制;室內(nèi)毒性評價中,Ni對水生生物毒性主要表現(xiàn)為生長發(fā)育抑制、繁殖率下降、后代死亡率增加等,而天然復(fù)合水化學(xué)要素影響下生物有效性發(fā)生改變,造成Ni對水生生物的毒性效應(yīng)尚不清楚;我國尚未發(fā)布關(guān)于Ni的水質(zhì)基準(zhǔn),僅靠目前國家現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)中對Ni濃度的限制,對于特定區(qū)域水化學(xué)條件的水體,統(tǒng)一的水質(zhì)基準(zhǔn)與標(biāo)準(zhǔn)可能過于苛刻或無法起到保護(hù)作用,對生態(tài)安全和環(huán)境質(zhì)量評價構(gòu)成潛在威脅和評價偏差.

6.2 研究發(fā)展方向

6.2.1 系統(tǒng)探索天然水體中Ni的形態(tài)及環(huán)境行為 實(shí)驗(yàn)室內(nèi)研究關(guān)于單一環(huán)境要素(pH值、Ca2+、Mg2+、DOC等)變化條件下Ni的形態(tài)及環(huán)境行為作用機(jī)理已相對清晰,但在實(shí)際水體中尚未開展系統(tǒng)的研究,而實(shí)際水體中涉及環(huán)境要素多,不同水體間環(huán)境要素的種類和含量都存在顯著性差異,亟需系統(tǒng)研究多要素聯(lián)合變化條件下Ni形態(tài)及行為的變化規(guī)律,揭示天然水體中Ni的環(huán)境行為變化規(guī)律.

6.2.2 亟需開展復(fù)合多要素水體條件下Ni的毒性評價 目前,本土水生生物的毒性研究相對較少,且多數(shù)為室內(nèi)控制研究不考慮或僅考慮單一水化學(xué)參數(shù)對Ni形態(tài)和毒性效應(yīng)的影響,而野外環(huán)境復(fù)合水化學(xué)條件下Ni對本土水生生物的生物有效性和毒性作用機(jī)制等關(guān)鍵科學(xué)問題仍認(rèn)識不清.亟需開展復(fù)合多要素條件下Ni對不同營養(yǎng)級水生生物的毒性試驗(yàn),建立外暴露劑量-效應(yīng)關(guān)系、內(nèi)暴露劑量-效應(yīng)關(guān)系,闡明復(fù)合水化學(xué)條件對Ni的生物有效性及與累積特征的內(nèi)在聯(lián)系,揭示水化學(xué)條件對Ni的毒性作用機(jī)制,評價實(shí)際水體中Ni可能存在的毒性風(fēng)險.

6.2.3 制定適用于特定區(qū)域Ni的水質(zhì)基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn) 我國流域面積幅員遼闊,不同區(qū)域間環(huán)境特征要素有顯著性差異,而我國現(xiàn)行《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB3838-2002)中關(guān)于Ni的標(biāo)準(zhǔn)僅有一個保護(hù)限值,用于保護(hù)全國流域生態(tài)安全,顯然缺少科學(xué)性和合理性,嚴(yán)重制約了Ni在流域高質(zhì)量發(fā)展中的精細(xì)化管理,亟需制定適用于不同區(qū)域環(huán)境要素和生物區(qū)系的水質(zhì)基準(zhǔn)值,為地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的制修訂提供科學(xué)基礎(chǔ)和技術(shù)支撐.對準(zhǔn)確評估Ni在我國不同區(qū)域水環(huán)境中的生態(tài)風(fēng)險,制定污染控制策略及Ni的安全開發(fā)與利用有重要的科學(xué)和實(shí)踐意義.

[1] Morgan J W, Anders E. Chemical composition of Earth, Venus, and Mercury [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 1980,77(12):6973-6977.

[2] Suresh G, Ramasamy V, Sundarrajan M, et al. Spatial and vertical distributions of heavy metals and their potential toxicity levels in various beach sediments from high-background-radiation area, Kerala, India [J]. Marine Pollution Bulletin, 2015,91(1):389-400.

[3] Simpson S L, Vardanega C R, Jarolimek C, et al. Metal speciation and potential bioavailability changes during discharge and neutralisation of acidic drainage water [J]. Chemosphere, 2014,103(5):172-180.

[4] Blewett T A, Leonard E M. Mechanisms of nickel toxicity to fish and invertebrates in marine and estuarine waters [J]. Environmental Pollution, 2017,223(APR.):311-322.

[5] Pane E F, Smith C, Mcgeer J C, et al. Mechanisms of acute and chronic waterborne nickel toxicity in the freshwater cladoceran, Daphnia magna [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37 (19):4382.

[6] Cui L, Wang X, Li J, et al. Ecological and health risk assessments and water quality criteria of heavy metals in the Haihe River [J]. Environmental Pollution, 2021,290.

[7] 張 遠(yuǎn),林佳寧,王 慧,等.中國地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2020,274(11):92-97.

Zhang Y, Lin J N, Wang H, et al. Study on environmental quality standard for Surface water [J]. Research of Environmental Sciences, 2020,274(11):92-97.

[8] 郭海娟,龔 雪,馬 放.我國水質(zhì)基準(zhǔn)現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢研究 [J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 2017,43(4):32-35.

Guo H J, Gong X, Ma F. Study of the status and development of water quality criteria in China [J]. Environmental Protection Science, 2017,43(4):32-35.

[9] 馮承蓮,趙曉麗,侯 紅,等.中國環(huán)境基準(zhǔn)理論與方法學(xué)研究進(jìn)展及主要科學(xué)問題 [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2015,10(1):2-17.

Feng C L, Zhao X L, Hou H, et al. Research progress and main scientific problems of theory methodology of China's environmental quality criteria [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015,10(1):2-17.

[10] 常元勛.金屬毒理學(xué) [M]. 北京:北京大學(xué)醫(yī)學(xué)出版社, 2008:41.

Chang Y X. Metal toxicology [M]. Beijing: Peking University Medical Press, 2008:41.

[11] 雷 停,孫傳敏.重金屬鎳的土壤污染及遷移轉(zhuǎn)化 [J]. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2012,27(S1):359-361.

Lei T, Sun C M. Soil pollution, migration and transformation of heavy metal Nickel [J]. Advances in Earth Science, 2012,27(S1):359-361.

[12] Jacks G, Fredlander D. Nickel in groundwater - a case study from northern Sweden [M]. London: Iwa Publishing, 2012:247-249.

[13] Li M H, Grasby S E, Wang S J, et al. Nickel isotopes link Siberian traps aerosol particles to the end-Permian mass extinction [J]. Nature Communications, 2021,12(1):2024.

[14] 楊宏偉,王明仕,徐愛菊,等.黃河(清水河段)沉積物中錳,鈷,鎳的化學(xué)形態(tài)研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2001,14(5):20-22.

Yang H W, Wang M S, Xu A J, et al. Study on the chemical speciation on manganese, cobalt and nickel in sediments from Yellow River (Qingshuihe section) [J]. Research of Environmental Sciences, 2001, 14(5):20-22.

[15] 曠 攀,李秋華,金 爽.貴州高原普定水庫水環(huán)境重金屬的時空分布特征及風(fēng)險評價 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2021,34(3):576-588.

Kuang P, Li Q H, Jin S. Spatial and temporal distribution of heavy metals in water environmental of Puding Reservoir in Guizhou Province and risk assessment [J]. Research of Environmental Sciences, 2021,34(3):576-588.

[16] Wright D A, Welbourn P, 朱 琳.環(huán)境毒理學(xué) [M]. 北京:高等教育出版社, 2007:286.

Wright D A, Welbourn P, Zhu L. Environmental toxicology [M]. Beijing: Higher Education Press, 2007:286.

[17] U.S. Geological Survey, Mineral commodity summaries 2021 [R]. U.S.: 2021. https://doi.org/10.3133/mcs2021.

[18] 鄭海華,徐禮春.重金屬廢水處理技術(shù)研究進(jìn)展 [J]. 江西化工, 2019,144(4):91-94.

Zheng H H, Xu L C. Research progress of heavy metal wastewater treatment technology [J]. Jiangxi Chemical Industry, 2019,144(4): 91-94.

[19] Nakajima K, Daigo I, Nansai K, et al. Global distribution of material stocks: iron, copper and nickel [J]. Materiaux & Techniques, 2018, 105(511):5-6.

[20] 李照全,方 平,黃 博,等.洞庭湖區(qū)典型內(nèi)湖表層沉積物中氮,磷和重金屬空間分布與污染風(fēng)險評價 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2020,33(6): 1409-1420.

Li Z Q, Fang P, Huang B, et al. Distribution and ecological risk assessment of nitrogen, phosphorus and heavy metals in surface sediments of typical internal lakes in Dongting Lake area [J]. Research of Environmental Sciences, 2020,33(6):1409-1420.

[21] 溫 泉,趙艷民,曹 偉,等.潮白河中游沉積物中重金屬分布、來源及生態(tài)風(fēng)險評估 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2020,33(3):599-607.

Wen Q, Zhao Y M, Cao W, et al. Distribution characteristics, sources and potential ecological risk of heavy metal pollution in the middle reaches of Chaobai River [J]. Research of Environmental Sciences, 2020,33(3):599-607.

[22] Sigel A. Biogeochemistry of nickel and its release into the environment [M]. Wiley-Blackwell, 2007:1-29.

[23] Wen Y, Yang Z, Xia X. Dissolved and particulate zinc and nickel in the Yangtze River (China): distribution, sources and fluxes [J]. Applied Geochemistry, 2013,31(complete):199-208.

[24] Mukherjee A B. Nickel: A review of occurrence, uses, emissions, and concentration in the environment in Finland [J]. Environmental Reviews, 2011,6(3/4):173-187.

[25] Bencko V. Nickel: a review of its occupational and environmental toxicology [J]. Journal of Hygiene, Epidemiology, Microbiology, and Immunology (Prague), 1983,27(2):237-247.

[26] 章 驊,何品晶,呂 凡,等.重金屬在環(huán)境中的化學(xué)形態(tài)分析研究進(jìn)展 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2011,30(1):130-137.

Zhang H, He L J, Lv F, et al. A riview on the methods for investigating heavy metal speciation in environmental chemistry [J]. Environmental Chemistry, 2011,30(1):130-137.

[27] 李佳璐,姜 霞,王書航,等.丹江口水庫沉積物重金屬形態(tài)分布特征及其遷移能力 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(4):1207-1217.

Li J L, Jiang X, Wang S H, et al. Heavy metal in sediment of Danjiangkou Reservoir: chemical speciation and mobility [J]. China Environmental Science, 2016,36(4):1207-1217.

[28] Xiao D, Shi Z, Wu F, et al. Seasonal and spatial variations of heavy metals in surface sediments collected from the Baoxiang River in the Dianchi Watershed, China [J]. Human & Ecological Risk Assessment, 2018,24(7/8):1916-1929.

[29] Budiyanto F, Lestari L, Hindarti D, et al. Speciation of copper and nickel in sediment from Benoa Bay, Bali by modified BCR procedure [C]. SolarPACES: International Conference on Concentrating Solar Power and Chemical Energy Systems, 2018.

[30] Mitra A. Legislation to curb illegal fishing [J]. Marine Pollution Bulletin, 2008,56(8):1385-1388.

[31] Pyle G G, Swanson S M, Lehmkuhl D M. The influence of water hardness, pH, and suspended solids on nickel toxicity to Larval Fathead Minnows (Pimephales promelas) [J]. Water Air and Soil Pollution, 2002,133(1-4):215-226.

[32] Doig L E, Liber K. Influence of dissolved organic matter on nickel bioavailability and toxicity to Hyalella azteca in water-only exposures [J]. Aquatic Toxicology, 2006,76(3/4):203-216.

[33] Dijkstra J J, Meeussen J, Comans R. Leaching of heavy metals from contaminated soils: an experimental and modeling study [J]. Environmental Science & Technology, 2004,38(16):4390-4395.

[34] Hua Z, He P J, Shao L M, et al. Leaching behavior of heavy metals from municipal solid waste incineration bottom ash and its geochemical modeling [J]. Journal of Material Cycles & Waste Management, 2008,10(1):7-13.

[35] 王亞平,王 嵐,許春雪,等.pH對長江下游沉積物中重金屬元素Cd、Pb釋放行為的影響 [J]. 地質(zhì)通報(bào), 2012,31(4):594-600.

Wang Y P, Wang L, Xu C X, et al. The influence of pH on the release behavior of heavy metal elements Cd and Pb in sediments of the lower reaches of the Yangtze River [J]. Geological Bulletion of China, 2012,31(4):594-600.

[36] Gustafsson J P, Pechová P, Berggren D. Modeling metal binding to soils: the role of natural organic matter [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37(12):2767-2774.

[37] 王 海,王春霞,王子健.太湖表層沉積物中重金屬的形態(tài)分析 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2002,1(5):430-435.

Wang H, Wang C X, Wang Z J. Speciations of heavy metals in surface sediments of Taihu Lake [J]. Environmental Chemistry, 2002,1(5): 430-435.

[38] Chakraborty P, Boissel M, Reuillon A, et al. Ultrafiltration technique in conjunction with competing ligand exchange method for Ni-humics speciation in aquatic environment [J]. Microchemical Journal, 2013,106(2013):263-269.

[39] Mandal R, Hassan N M, Murimboh J, et al. Chemical speciation and toxicity of nickel species in natural waters from the Sudbury area (Canada) [J]. Environmental Science & Technology, 2002,36(7):1477- 84.

[40] Wright D A, Welbourn P,朱 琳.環(huán)境毒理學(xué) [M]. 北京:高等教育出版社, 2007:286-288.

Wright D A, Welbourn P, Zhu L. environmental toxicology [M]. Beijing: Higher Education Press, 2007:286-288.

[41] Maleva M G, Nekrasova G F, Bezel V S. The response of hydrophytes to environmental pollution with heavy metals [J]. Russian Journal of Ecology, 2004,35(4):230-235.

[42] Appenroth K J, Krech K, Keresztes A, et al. Effects of nickel on the chloroplasts of the duckweeds Spirodela polyrhiza and Lemna minor and their possible use in biomonitoring and phytoremediation [J]. Chemosphere, 2010,78(3):216-223.

[43] Pereira C M S, Everaert G, Blust R, et al. Multigenerational effects of nickel on Daphnia magna depend on temperature and the magnitude of the effect in the first generation [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2018,37(7):1877-1888.

[44] Crémazy A, Brix K V, Smith D S, et al. A Mystery Tale: Nickel is fickle when snails fail—investigating the variability in Ni toxicity to the Great Pond Snail [J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2020,16(6):983-997.

[45] Ujah I, Okechukwu N. An insight into effects of pollution in aquatic environment through effects of Nickel accumulation on catalase activity of Clarias Gariepinus [J]. Annals of clinical toxicology, 2018, 1(1):1-3.

[46] 陳代宇,楊 飛,陳德芳,等.水環(huán)境中Ni2+對鯉魚鰓和肝臟的組織損傷 [J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2020,29(2):175-181.

Cheng D Y, Yang F, Cheng D F, et al. Histopathology of gill and liver of cyprinus carpio exposed to Ni2+in aquatic environment [J]. Acta Agriculturae Boreali-occidentalis Sinica, 2020,29(2):175-181.

[47] Zheng G H, Liu C M, Sun J M, et al. Nickel-induced oxidative stress and apoptosis in Carassius auratus liver by JNK pathway [J]. Aquatic Toxicology, 2014,147(2014):105-111.

[48] Svecevicius G. Acute toxicity of nickel to five species of freshwater fish [J]. Polish Journal of Environmental Studies, 2010,19(2):453-456.

[49] Ruedel H, Diaz Muniz C, Garelick H, et al. Consideration of the bioavailability of metal/metalloid species in freshwaters: experiences regarding the implementation of biotic ligand model-based approaches in risk assessment frameworks [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015,22(10):7405-7421.

[50] Adams W, Blust R, Dwyer R, et al. Bioavailability assessment of metals in freshwater environments: a historical review [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2020,39(1):48-59.

[51] 廖 偉,馮承蓮,劉大慶,等.基于累積概率分布法評估典型水環(huán)境因子對銅毒性的影響 [J]. 環(huán)境工程, 2019,257(11):28-32.

Liao W, Feng C L, Liu D Q, et al. Evaluation of influence of typical water conditions on cooper toxicity based on the cumulative probability distribution method [J]. Environmental Engineering, 2019, 257(11):28-32.

[52] Nys C, Janssen C R, Van Sprang P, et al. The effect of pH on chronic aquatic nickel toxicity is dependent on the pH itself: Extending the chronic nickel bioavailability models [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2016,35(5):1097-106.

[53] Rudel H, Diaz Muniz C, Garelick H, et al. Consideration of the bioavailability of metal/metalloid species in freshwaters: experiences regarding the implementation of biotic ligand model-based approaches in risk assessment frameworks [J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2015,22(10):7405-21.

[54] Mano H, Shinohara N. Acute toxicity of nickel to Daphnia magna: validation of bioavailability models in Japanese rivers [J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2020,231(9):459.

[55] Pourkhabbaz A, Khazaei T, Behravesh S, et al. Effect of water hardness on the toxicity of cobalt and nickel to a freshwater fish, Capoeta fusca [J]. Biomedical and Environmental Sciences, 2011,24(6):656-660.

[56] Niyogi S, Brix K V, Grosell M. Effects of chronic waterborne nickel exposure on growth, ion homeostasis, acid-base balance, and nickel uptake in the freshwater pulmonate snail, Lymnaea stagnalis [J]. Aquatic Toxicology, 2014,150(2014):36-44.

[57] Kubota T, Shindo Y, Tokuno K, et al. Mitochondria are intracellular magnesium stores: investigation by simultaneous fluorescent imagings in PC12cells [J]. Biochimica Et Biophysica Acta Molecular Cell Research, 2005,1744(1):19-28.

[58] Kohen E. Flavin-dependent thymidylate synthase: A novel pathway towards thymine [J]. Archives of Biochemistry and Biophysics, 2010,493(1):96-102.

[59] Muyssen B, Brix K V, Deforest D K, et al. Nickel essentiality and homeostasis in aquatic organisms [J]. Environmental Reviews, 2004, 12(2):113-131.

[60] Atli G. The effect of waterborne mercury and nickel on the ATP ases and AChE activities in the brain of freshwater fish (Oreochromis niloticus) depending on the Ca2+concentrations [J]. Turkish Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 2019,19(5):363-371.

[61] Bougas B, Normandeau E, Pierron F, et al. How does exposure to nickel and cadmium affect the transcriptome of yellow perch (Perca flavescens) - Results from a 1000candidate-gene microarray [J]. Aquatic Toxicology, 2013,142(2013):355-364.

[62] Lushchak V I. Contaminant-induced oxidative stress in fish: a mechanistic approach [J]. Fish Physiology and Biochemistry, 2016, 42(2):711-747.

[63] Kubrak O I, Husak V V, Rovenko B M, et al. Tissue specificity in nickel uptake and induction of oxidative stress in kidney and spleen of goldfish Carassius auratus, exposed to waterborne nickel [J]. Aquatic Toxicology, 2012,118(2012):88-96.

[64] Zahid S, Mustafa A, Dina A, et al. Nickel challenge up regulates CD69expression on T lymphocyte sub-sets from patients with nickel induced contact dermatitis [J]. African Health Sciences, 2019,19(1): 1460-1466.

[65] Blewett T A, Leonard E M. Mechanisms of nickel toxicity to fish and invertebrates in marine and estuarine waters [J]. Environmental Pollution, 2017,223(2017):311-322.

[66] Blewett T A, Smith D S, Wood C M, et al. Mechanisms of nickel toxicity in the highly sensitive embryos of the sea urchin evechinus chloroticus, and the modifying effects of natural organic matter [J]. Environmental Science & Technology, 2016,50(3):1595-1603.

[67] Blewett T A, Wood C M. Low salinity enhances Ni-mediated oxidative stress and sub-lethal toxicity to the green shore crab (Carcinus maenas) [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015,122(2015):159-170.

[68] Meyer J S, Lyons-Darden T, Garman E R, et al. Toxicity of nanoparticulate nickel to aquatic organisms: review and recommendations for improvement of toxicity tests [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2020,39(10):1861-1883.

[69] 吳豐昌.水質(zhì)基準(zhǔn)的理論與方法學(xué)導(dǎo)論 [M]. 北京:科學(xué)出版社, 2010:24-28.

Wu F C. Introduction to the theory and methodology of water quality criteria [M]. Beijing: Science Press, 2010:24-28.

[70] 杜東陽.中國重金屬鉻和鎳的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)研究 [D]. 北京:中國地質(zhì)大學(xué)(北京), 2012.

Du D Y. The study on water quality criteria of heavy metals chromium and nickel in China [D]. Beijing: China University of Geosciences (Beijing), 2012.

[71] 丹增強(qiáng)白,王 琛,王夢杰,等.鎳的中國淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)及水體硬度的影響研究 [J]. 西北大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2020, 50(1):81-89.

Dan Z Q B, Wang C, Wang M J, et al. The water quality criteria of nickel and the influence affected by water hardness to protect freshwater aquatic organisms in China [J]. Journal of Northwest University(Natural Science Edition), 2020,50(1):81-89.

[72] GB 3838-2002 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) [S].

GB 3838-2002 Environmental quality standards for surface water [S].

[73] GB 11607-1989 漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn) [S].

GB 11607-1989 Water quality standard for fisheries [S].

[74] GB 5749-2006 生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn) [S].

GB 5749-2006 Standards for drinking water quality [S].

[75] 施銀燕,徐玉福,胡獻(xiàn)國.化學(xué)沉淀法回收化學(xué)鍍鎳廢水中鎳的研究[J]. 電鍍與環(huán)保, 2011,31(5):44-46.

Shi Y Y, Xu Y F, Hu X G. A Study of recovering nickel from electroless niclel plating wastewater by chemical precipitation [J]. Electroplating & Pollution Control, 2011,31(5):44-46.

[76] 關(guān)耀昌.膜分離技術(shù)在鍍鎳廢水處理中的應(yīng)用 [J]. 電鍍與涂飾, 2010,29(6):42-44.

Guan Y C. Application of membrane separation technique to nickel plating wastewater treatment [J]. Electroplating & Finishing, 2010,29 (6):42-44.

[77] Benvenuti T, Rodrigues M S, Bernardes A M, et al. Closing the loop in the electroplating industry by electrodialysis [J]. Journal of Cleaner Production, 2017,155(PT.1):130-138.

[78] Otrembska P, Gega J. Separation of nickel(II) and cadmium(II) with ion-exchange process [J]. Separation Science and Technology, 2012, 47(9):1345-1349.

[79] Kern A M, Zierath B, Fey T, et al. Adsorption of nickel ions on oxygen-functionalized carbons [J]. Chemical Engineering & Technology, 2016,39(4):715-722.

[80] Shao J, Qin S, Davidson J, et al. Recovery of nickel from aqueous solutions by complexation-ultrafiltration process with sodium polyacrylate and polyethylenimine [J]. Journal of Hazardous Materials, 2013,244(2013):472-477.

[81] Tsai T H, Chou H W, Wu Y F. Removal of nickel from chemical plating waste solution through precipitation and production of microsized nickel hydroxide particles [J]. Separation and Purification Technology, 2020,251(2020):117315.

[82] 漆雅麗,吳雨時,吳平益.一種化學(xué)鎳廢水處理方法:中國, CN105884078A [P]. 2016-08-24.

Qi Y L, Wu Y S, Wu P Y. A method for treating chemical nickel wastewater: China, CN105884078A [P]. 2016-08-24.

[83] 周安東,趙 永.Fenton法處理退鍍鎳漂洗的含鎳絡(luò)廢水 [J]. 電子技術(shù)(上海), 2020,49(2):158-160.

Zhou Y D, Zhao Y. Treatment of rinsing wastewater containing complex nickel by Fenton process [J]. Electronic Technology, 2020, 49(2):158-160.

[84] 蔡文良.Fenton氧化-混凝沉淀處理電鍍廢水中重金屬鎳的研究 [J].礦冶工程, 2020,194(4):109-112.

Cai W L. Treatment of heavy metal nickel in electroplating wastewater with Feton oxidation and coagulation precipitation [J]. Mining and Metallurgical Engineering, 2020,194(4):109-112.

[85] 陳振國,汪曉軍.兩級沉淀法處理電鍍含鎳廢水 [J]. 電鍍與涂飾, 2014,33(21):935-938.

Cheng Z G, Wang X J. Treatment of nickel-containing electrop;ating wastewater by two-stage precipitaion process [J]. Electroplating & Finishing, 2014,33(21):935-938.

[86] GB 21900-2008 電鍍污染物排放標(biāo)準(zhǔn) [S].

GB 21900-2008 Emission standard of pollutants for electroplating [S].

[87] 郜國英,韋玉青,邱運(yùn)仁.丙烯酸-馬來酸共聚物強(qiáng)化超濾處理含鎳廢水 [J]. 中南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2012,43(1):54-58.

Gar G Y, Wei Y Q, Qiu Y R. Treatment of wastewater containing nickel ions by polymer enhanced ultrafiltration with copolymer of acrylic acid-maleic acid [J]. Journal of Central South University (Science and Technology), 2012,43(1):54-58.

[88] 王少明,王建友,盧會霞,等.納濾膜技術(shù)濃縮分離含鎳離子溶液 [J]. 水處理技術(shù), 2010,36(8):92-95.

Wang S M, Wang J Y, Lu H X, et al. Concentration and separation nickel wastewater by nanofiltration [J]. Technology of Water Treatment, 2010,36(8):92-95.

[89] 薛莉娉.納濾處理含鎳廢水的試驗(yàn)研究 [J]. 安徽建筑工業(yè)學(xué)院學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2009,17(6):73-75.

Xue L P. Experimental study on nickelic wastewater by nanofiltration [J]. Journal of Anhui Jianzhu University, 2009,17(6):73-75.

[90] Ricci B C, Ferreira C D, Marques L S, et al. Assessment of the chemical stability of nanofiltration and reverse osmosis membranes employed in treatment of acid gold mining effluent [J]. Separation and Purification Technology, 2017,174(2017):301-311.

[91] 盛 祥.膜分離技術(shù)在含鎳電鍍廢水回收利用中的應(yīng)用——以浙江興華電池有限公司電鍍廢水回收利用為例 [J]. 污染防治技術(shù), 2015,33(3):95-98.

Sheng X. Application of membrane separation technology in the recycling of nickel-containing electroplating wastewater - an example of recycling electroplating wastewater from Zhejiang Xinghua Battery Co. [J]. Pollution Control Technology, 2015,33(3):95-98.

[92] 李 玲,溫建康,阮仁滿.離子交換法分離回收溶液中鎳的研究進(jìn)展 [J]. 貴金屬, 2007,8(S1):75-79.

Li L, Wen J K, Ruan R M. Research and development in recovery of nickel from solution by ion-exchange [J]. Precious Metals, 2007, 8(S1):75-79.

[93] 楊 海,黃 新,林子增,等.離子交換法處理重金屬廢水的研究進(jìn)展 [J]. 應(yīng)用化工, 2019,48(7):1675-1680.

Yang H, Huang X, Lin Z Z, et al. Research progress in the treatment of heavy metal wastewater by ion exchange [J]. Applied Chemical Industry, 2019,48(7):1675-1680.

[94] Godyń K, Dutka B. The impact of the degree of coalification on the sorption capacity of coals from the Zofiówka Monocline [J]. Archives of Mining Sciences, 2018,(63)3:727-746.

[95] 陸繼來,曹 蕾,周海云,等.離子交換法處理含鎳電鍍廢水工藝研究 [J]. 工業(yè)安全與環(huán)保, 2013,39(12):13-15.

Lu J L, Cao L, Zhou H Y, et al. Nickel plating rinse wastewater treatment by ion-exchange method [J]. Industrial Safety and Environmental Protection, 2013,39(12):13-15.

[96] 張家樺,施 巖.吸附法處理重金屬廢水的研究進(jìn)展 [J]. 當(dāng)代化工, 2014,34(6):991-993.

Zhang J H, Shi Y. Research progress in adsorption treatment of heavy metal wastewater [J]. Contemporary Chemical Industry, 2014,34(6): 991-993.

[97] Pomazkina O I, Filatova E G, Lebedeva O V, et al. Adsorption of nickel (II) ions by aluminosilicates modified by poly-1-vinyl imidazole and poly-4-vinyl pyridine [J]. Protection of Metals and Physical Chemistry of Surfaces, 2018,54(4):582-586.

[98] Mende M, Schwarz D, Steinbach C, et al. The influence of salt anions on heavy metal ion adsorption on the example of nickel [J]. Materials, 2018,11(3):373.

A comprehensive review on environmental biogeochemistry and toxic effects of nickel.

HE Shan1,2, GUO Yuan3, WANG Chen3, WU Feng-chang3, HE Jia1*

(1.Beijing Key Laboratory of Urban Hydrological Cycle and Sponge City Technology, College of Water Sciences, Beijing Normal University, Beijing 100875, China；2.College of Geoexploration Science and Technology, Jilin University, Changchun 130026, China；3.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China)., 2022,42(5)：2339～2351

At present, toxicity evaluation of nickel is mostly based on single indicator and laboratory control experiment. How to evaluate the influence of the forms and natural complex hydrochemical conditions is the difficult problem in the field of water quality criteria and ecological risk assessment. This study comprehensive reviewed on the sources, forms, bioavailability, toxic mechanism, water quality criteria and standards, and wastewater treatment processes of nickel. The study focused on the environmental behaviour and toxicity effects and mechanism of nickel. The impacts of water chemistry factors on bioavailability of nickel were analyzed, the toxic effect on aquatic organisms of different trophic levels were outlined, the six response mechanisms of nickel toxicity to freshwater aquatic organisms were summarized. The influence trend of bioavailability of nickel on toxicity was prospected. And it is of great significance to derive water quality criteria of nickel for protection of freshwater aquatic organisms in China.

nickel；environmental behaviour；toxic mechanism；bioavailability；water quality criteria

X142

A

1000-6923(2022)05-2339-13

何 珊(1998-),女,新疆伊犁人,博士研究生,主要從事水質(zhì)基準(zhǔn)與風(fēng)險評估,水生生物毒性效應(yīng)及環(huán)境地球化學(xué)研究.發(fā)表論文1篇.

2021-10-13

國家自然科學(xué)基金創(chuàng)新群體項(xiàng)目(41521003);國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(42007369);中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)基金資助項(xiàng)目(2019NTST19)

* 責(zé)任作者, 講師, hejia@bnu.edu.cn