物种敏感度分布法（SSD）在农药水质基准推导中的应用

物种敏感度分布及其在生态毒理学中的应用陈波宇;郑斯瑞;牛希成;赵劲松【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2010(005)004【摘要】物种敏感度分布是一种基于单物种测试的外推方法,其在生态毒理学中的应用近年来已成为研究热点.论文阐述了物种敏感度分布在生态毒理学的应用背景,以及其基本内涵与研究步骤,同时介绍了物种敏感度分布在生态毒理学中应用的两个方面:制定污染物的环境质量标准和对污染生态系统的生态风险评价,并对物种敏感度分布的不确定性和研究的发展趋势进行了讨论.【总页数】7页(P491-497)【作者】陈波宇;郑斯瑞;牛希成;赵劲松【作者单位】华中农业大学资源与环境学院,农业部亚热带农业资源与环境重点开放实验室,武汉,430070;南京大学环境学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,南京,210093;华中农业大学资源与环境学院,农业部亚热带农业资源与环境重点开放实验室,武汉,430070;华中农业大学资源与环境学院,农业部亚热带农业资源与环境重点开放实验室,武汉,430070【正文语种】中文【中图分类】X820.4【相关文献】1.物种敏感度分布(SSD)方法在农药环境风险评估中的应用 [J], 林荣华;姜辉;王猛;程沈航;付茂然;于彩虹2.物种敏感度分布法（SSD）在农药水质基准推导中的应用 [J], 梁霞;周军英;李建宏;王香兰;宋宁慧;单正军3.非参数核密度估计在铜、银物种敏感度分布中的应用 [J], 王颖;冯承莲;穆云松;何佳;郄玉;吴丰昌4.稀有鮈鲫物种敏感性及其在生态毒理学与水质基准中的应用 [J], 范博;樊明;刘征涛;李霁;SCOTT Dyer;王晓南;黄云5.物种敏感性分布在土壤中镍生态阈值建立中的应用研究 [J], 王小庆;韦东普;黄占斌;马义兵因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

基于不同毒性终点的双酚A(BPA)预测无效应浓度(PNEC)研究冯承莲;汪浩;王颖;吴丰昌【摘要】双酚A(BPA)已被证实是一种类雌激素类物质.本研究根据BPA对水生生物毒性效应的特点,按照不同的毒性终点将BPA的毒性数据进行归类,采用物种敏感度分布法(species sensitivity distribution,SSD)推导了BPA对水生生物的预测无效应浓度(predicted no effect concentration,PNEC).结果表明:以雌激素效应为暴露终点的急、慢性PNEC分别为25.11 μg· L-1、1.075 μg·L-1;而以所有数据的急、慢性毒性效应为暴露终点推导的PNEC值分别为355.7 μg· L-1、7.549 μg·L-1.BPA对水生生物的雌激素效应更为敏感,建议在推导BPA这类内分泌干扰物的PNEC值时,应依据其毒性终点分别推导,从而得到更加合理的基准值.研究成果以期为我国地表水环境质量标准的制修订提供数据支持.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2015(010)001【总页数】11页(P119-129)【关键词】双酚A;淡水生物;雌激素效应;内分泌干扰;预测无效应浓度(PNEC)【作者】冯承莲;汪浩;王颖;吴丰昌【作者单位】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;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;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;北京师范大学水科学研究院,北京100875;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【正文语种】中文【中图分类】X171.5双酚A(Bisphenol A, BPA)是重要的化工原料，被广泛应用于众多行业的环氧树脂、聚碳酸酯和聚酚氧树脂等材料的合成过程。

保护淡水水生生物硝基苯水质基准研究吴丰昌;孟伟;张瑞卿;李会仙;曹宇静;徐冰冰;冯承莲【摘要】Nitrobenzene was studied through investigations and analysis of two types of aquatic ecosystems and aquatic biota in China and the United States. The species toxicity data in the two countries were selected, and the aquatic life criteria were derived using three methods: species sensitivity distribution curve method, toxicity percentile rank method and the assessment factor method. At the same time, the ecological risk of nitrobenzene to surface water in China was preliminarily assessed by combining the toxicity results with the distribution characteristics of nitrobenzene concentrations in Chinese surface water. The results show that the criteria derived by the same method in the different countries were different due to the differences of aquatic biota. The criteria of the United States were higher than those of China. The species sensitivity distribution method was most reasonable among the three methods. The acute and chronic criteria of China derived using this method were 0. 572 and 0. 114 mg/L, respectively. The acute and chronic criteria of the United States derived from this method were 7. 271 and 2. 031 mg/L, respectively. The risk assessment showed that nitrobenzene might have no potential adverse effects on Chinese surface waters.%以硝基苯为研究对象,在分析美国和中国2种类型水生态系统和生物区系特征的基础上,分别筛选两国水生生物物种的毒性数据,运用物种敏感度分布曲线法、毒性百分数排序法和评价因子法分别推导了2个国家保护淡水水生生物水质基准;同时,结合国内外主要水体ρ(硝基苯)分布特征,对地表水体中硝基苯生态风险进行了初步评价.结果表明:由于生物区系不同,同样方法得到的美国水质基准值明显高于中国水质基准值,其中物种敏感度分布曲线法得出的基准值最为合理.用物种敏感度分布曲线法得到中国硝基苯急性基准值为0.572 mg/L,慢性基准值为0.114 mg/L;美国硝基苯急性基准值为7.271 mg/L,慢性基准值为2.031 mg/L.风险表征结果显示,中国主要地表水体中硝基苯不存在潜在的生态风险.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2011(024)001【总页数】10页(P1-10)【关键词】硝基苯;水质基准;水生态系统;生物区系;物种敏感度分布法【作者】吴丰昌;孟伟;张瑞卿;李会仙;曹宇静;徐冰冰;冯承莲【作者单位】中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国科学院广州地球化学研究所,广东,广州,510640;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012【正文语种】中文【中图分类】X-65Abstract:Nitrobenzene was studied through investigations and analysis of two types of aquatic ecosystems and aquatic biota in China and the United States.The species toxicity data in the two countries were selected，and the aquatic life criteria were derived using three methods:species sensitivity distribution curve method，toxicity percentile rank method and the assessment factor method.At the same time，the ecological risk of nitrobenzene to surface water in China was preliminarily assessed by combining the toxicity results with the distribution characteristics of nitrobenzene concentrations in Chinese surface water.The results show that the criteria derived by the same method in the different countries were different due to the differences of aquatic biota.The criteria of the United States were higher than those of China.The species sensitivity distribution method was most reasonable among the three methods.The acute and chronic criteria of China derived using thismethod were 0.572 and 0.114 mg/L，respectively.The acute and chronic criteria of the United States derived from this method were 7.271 and 2.031 mg/L，respectively.The risk assessment showed that nitrobenzene might have no potential adverse effects on Chinese surface waters.Keywords:nitrobenzene;water quality criteria;aquatic ecosystem;aquatic biota;species sensitivity distribution method硝基苯是化学工业大量使用的化工原料和反应中间体［1-2］.动物试验研究证明，硝基苯具有致癌潜力，是人类可疑致癌物［3］.早在1986年，硝基苯就被美国国家环境保护局(US EPA)列入《金皮书》优先控制污染物名单［4］;2001年又被欧盟巴塞尔公约列入环境优先控制有毒有机污染物名单.由于在生活和工业中用途广泛，硝基苯通过各种途径进入地表水环境.在荷兰、日本和美国等国家的地表水中已检出了硝基苯［5-7］.在中国的各主要水体，如松花江［8］、官厅水库［9］、永定河［9］、淮河［10］、海河［11］、黄河［12-13］和长江［14］中也检出了硝基苯，2005年松花江污染事件中个别点的ρ(硝基苯)曾一度高达1.47 mg/L［15］.针对硝基苯污染，各国都开展了大量毒理学和风险评估等的研究，提出了硝基苯的基准或标准限值.如俄罗斯饮用水硝基苯标准为 0.2 mg/L［16］，渔业用水最高限值为0.01 mg/L［17］;US EPA在2009年公布的最新《国家推荐水质基准》报告中给出的硝基苯人体健康水质基准值为0.017 mg/L(考虑消费水和生物)和 0.69 mg/L (仅考虑消费生物)［18-19］;澳大利亚和新西兰保护水生生物的硝基苯中度可靠触发值为 0.55 mg/L［20］;中国 2002年《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)［21］中集中式生活饮用水地表水源地特定项目硝基苯的标准限值为0.017 mg/L.污染物通常会对人体健康和水生态系统造成不利影响，完整的水质基准体系至少应包括保护人体健康水质基准和保护水生生物水质基准.保护水生生物水质基准是保护水生态系统结构和功能完整的主要依据.虽然国际上对硝基苯人体健康基准开展了较多的研究，颁布了人体健康基准值［18-20］，但由于缺乏对硝基苯水生生物水质基准的深入研究，目前尚未能颁布其水生态基准值，因此无法科学地制订针对保护水生态系统的水环境质量标准以及进行水环境质量评价，所以迫切需要开展这方面的研究.笔者分别针对美国和中国的水生态系统和生物区系特征，使用3种不同的方法推导了保护水生生物硝基苯水质基准值，探讨了生物区系对水生生物水质基准的影响，以期为中国国家水环境质量基准的建立探寻合适的方法，以及为中国硝基苯水质标准制订和环境管理提供科学依据.目前各国保护水生生物的水质基准普遍采用双值基准体系，如 US EPA推荐的基准最大浓度(CMC)和基准连续浓度(CCC)，以及加拿大的短期暴露基准和长期暴露基准［22］.考虑到中国的水环境污染状况以及水生生物水质基准保护目标，同样采用双值基准，包括基准最大浓度(即急性水质基准，AWQC)和基准连续浓度(即慢性水质基准，CWQC).急性水质基准是为保护水生态系统和水生生物免受突发性水污染事件中高浓度污染物短期内的急性毒性效应;慢性水质基准是为保护水生态系统和水生生物免受长期暴露于低浓度污染物导致的慢性毒性效应.急性基准值以急性毒性试验数据为依据，慢性基准值以慢性毒性试验结果为依据，它们分别从急性和慢性暴露2个方面对水生态系统结构和功能进行全面保护.2.1 物种和数据的筛选根据水生态系统和生物区系特征，参考《中国脊椎动物大全》［23］和美国《国家保护水生生物及其用途水质基准推导指南》［24］(简称“指南”)推荐的淡水物种，分别选择中国和美国物种，所选物种应至少包括藻类或植物、甲壳类和鱼类等3个营养级生物［22-25］.收集其急性和慢性毒性数据.急性毒性数据选择48 h或96 hLC50或EC50，慢性数据为慢性暴露试验结果NOEC或LOEC.用于统计模型推导的毒性数据不少于10个［26］.此外，所选毒性研究的毒性试验方法应符合经济合作与发展组织［27-30］、美国试验与材料学会［31］、美国国家环境保护局［32-33］以及中国《国家环境保护化学品测试准则》［34］中发布的标准试验方法.2.2 水质基准推导方法2.2.1 物种敏感度分布曲线法物种敏感度分布曲线法最初是由KOOIJMAN［35］提出的，后来很多学者对其进行了改进，目前在生态风险评价中应用广泛［36］.该方法假设从整个生态系统中随机选取物种并获得毒性数据，且假设生态系统中不同物种的毒性数据符合一定概率函数，即“物种敏感度分布”.首先检验所获毒性数据的正态性，然后使用统计模型将污染物浓度和物种敏感性分布的累计概率进行拟合分析，计算可以保护大多数物种的污染物浓度，通常采用5%物种受危险的浓度，即HC5表示，或称作95%保护水平的浓度［26］.急性基准值的推导:将用于推导水质基准的毒性数据按照生物种属分别计算各物种平均急性值(SMAV)和属平均急性值(GMAV)(二者均为几何平均值);将GMAV按照大小排序，并统一编号R(R=1，2，…，N)，其中，N为毒性数据的个数;计算每个毒性数据的毒性百分数(累计概率)P，P=R/(N+1);选择分布模型对全部数据的P 值和属平均急性值进行拟合分析，推算HC5;急性基准值为HC5的一半［37］.慢性基准值有2种可选推导方法:①当有足够慢性数据用于拟合模型时，可使用与推导急性基准值同样的方法;②如果不能使用模型拟合，则使用急性数据得到的HC5除以急慢性比率(ACR)获得.急慢性比率为至少3个物种的急慢性比率的几何平均值;如果不能计算得出急慢性比率，则默认ACR为10.2.2.2 毒性百分数排序法根据US EPA对水质基准意义的论述，如果某化学物质的4天平均浓度超过慢性基准值的次数平均每3年不多于1次，并且其每小时平均浓度超过急性基准值的次数平均每3年不多于1次，那么就认为水生生物及其用途不会受到不可接受的影响.参照“指南”［24］中的推导方法，对P最接近0.05的4个GMAV进行拟合，拟合公式如下:其中，GMAV为属平均急性值;P为毒性百分数.慢性基准值一般考虑的是污染物对水生动物的慢性毒性效应、对水生植物的毒性效应以及污染物的生物富集效应，它等于最终慢性值、最终植物值和最终残留值中的最小者.从保护水生态系统结构和物种多样性的角度出发，并且考虑到硝基苯的KOW较低，在生物体内的残留不大，在推导水质基准时将水生动物和水生植物综合考虑推导最终慢性值，而不考虑最终残留值.2.2.3 评价因子法评价因子法是使用最低毒性值除以适当的评价因子得到一个最终的水质基准单值.该方法选择最低的毒性值作为推导水质基准的依据［22-25］.如果最低的毒性值为慢性试验结果NOEC或LOEC，则将该值除以评价因子10;如果最低的毒性值是急性试验结果，则推导水质基准有2种选择:①如果可以得到恰当的ACR，可以使用最低的LC50或EC50除以ACR得到水质基准;②如果没有ACR，可使用最低的LC50或EC50除以评价因子100得到水质基准.评价因子用于表示由于物种、实验室或野外条件和试验终点不同导致的敏感性差别［38-40］.3.1 物种和数据根据物种和数据的筛选原则选出了中国物种的数据，包括裸藻门、绿藻门、脊索动物门、节肢动物门和环节动物门等5门共11科生物的毒性数据(见表1).美国物种数据包括绿藻门、脊索动物门、节肢动物门和软体动物门等4门共15科生物的毒性数据，其中包括了“指南”中毒性试验所要求的8种生物(见表2).中、美两国物种组成有明显差异，鲑科鱼是美国的主要淡水鱼类;而在中国，鲤科鱼为主要淡水鱼类，约占全国渔业产量的1/4～1/3.由图1可以看出，硝基苯对中、美两国物种的毒性大小也有明显差异.3.2 物种敏感度分布曲线法3.2.1 中国水生生物硝基苯水质基准按照2.2.1节的方法分析表1中急性毒性数据显示，幂函数分布模型对毒性数据的拟合效果更好，拟合曲线的R2为0.94(见图2).依据该模型得到HC5为1.144 mg/L，所以硝基苯的急性基准值为0.572 mg/L.由于没有足够数据得出中国物种的硝基苯急慢性比率，所以将HC5除以ACR的默认值 10得出硝基苯慢性基准值为 0.114 mg/L.3.2.2 美国水生生物水质基准使用不同的分布模型对表2中的急性毒性数据进行拟合分析显示，对数正态分布模型拟合效果最佳(见图3)，拟合曲线的R2为0.98.依据该模型得到保护 95%水生物种的HC5为 14.543 mg/L，所以硝基苯的急性基准值为7.271 mg/L.使用黑头呆鱼(Pimephales promelas)［63］、斑马鱼(Danio rerio)［46］和大型蚤(Daphnia magna)［55］的急慢性毒性数据得到硝基苯的急慢性比率为7.16.将HC5(14.543 mg/L)除以急慢性比率得到硝基苯慢性基准值为2.031 mg/L.3.3 毒性百分数排序法3.3.1 中国水生生物水质基准使用2.2.2节中的方法分析硝基苯对中国物种的急性毒性数据(见表1)，最敏感的4个属为鲤属、青鳉属、栅藻属和太平洋鲑属.依据式(1)～(4)推导得出硝基苯HC5值为1.611 mg/L，据此得出硝基苯的急性水质基准值为0.805 mg/L，慢性水质基准值为0.161 mg/L(见图4).3.3.2 美国水生生物水质基准使用表 2中急性毒性数据和 2.2.2节的方法，得出美国数据中最敏感的4个属为蛙属、糠虾属、太平洋鲑属和水蚤属.依据这4个属的数据推导得出硝基苯的HC5为6.289 mg/L，依据该值及硝基苯急慢性比率得出硝基苯的急性水质基准值为3.145 mg/L，慢性水质基准值为0.878 mg/L (见图5).3.4 评价因子法3.4.1 中国水生生物水质基准在表1的毒性数据中青鳉的48 hLC50为最低的毒性值［44］，该值为急性毒性数据，所以取100作为评价因子，得出硝基苯水质基准值为 0.018 mg/L.选取次敏感生物鲤鱼的96 hLC50［43］推导得出的水质基准为0.019 mg/L.3.4.2 美国水生生物水质基准在表2所有急性和慢性毒性数据中，最低毒性值为豹蛙(Rana pipiens)的 9dLC50(0.64 mg/L).在BLACK等［69］的研究中，将豹蛙(Rana pipiens)从受精卵到孵化后4 d持续暴露在硝基苯溶液中，总暴露时间为 9 d，暴露浓度为 0.001，0.01，0.05，0.10，0.41和1.27 mg/L，以孵化时的死亡率LC50作为毒性终点，自暴露起始的 1.27 mg/L至暴露结束时的0.64 mg/L.由于该毒性试验选用的受试生物处于受精卵及胚胎阶段，对于毒性效应较为敏感，且暴露时间较长，所以将其试验结果9 dLC50确定为慢性毒性值.选择该结果作为推导水质基准的关键依据，评价因子选择10，得出硝基苯水质基准为0.064 mg/L.利用3种方法分别计算了淡水水生生物硝基苯的水质基准，结果发现，3种方法推导出的基准值存在差异(见表3).通过评价因子法得出的水质基准值最低，美国为0.064 mg/L，中国为0.018 mg/L.评价因子法得出的基准值很可能会对水生态系统造成保护过度，但是在没有基准值且毒性数据较少情况下，通过该方法推导某些污染物的水质基准对于水质管理仍非常重要.有研究认为，由于毒性百分数排序法在推导水质基准时仅使用了4个最敏感属的毒性数据，其中个别毒性数据可能与其他数据间差异较大，从而会得出有偏颇的水质基准值;而物种敏感度分布曲线法在推导水质基准值时考虑了全部数据，推导得出的基准值与全部物种的敏感性分布有很好的一致性，更具有统计学意义［70］.由表3可以看出，使用相同方法推导的中、美两国水质基准值存在明显差异，美国水质基准值均明显高于中国.毒性百分数排序法和评价因子法推导的美国水质基准是中国水质基准的3倍以上;物种敏感度分布曲线法得出的美国急性基准值是中国的10倍多，慢性基准值是中国的20倍左右.这种差异主要来自中、美两国水生态系统和生物区系特征的差异.比较中国地表水源标准限值，该研究中得到的急、慢性基准值以及世界各区域地表水中检测的ρ(硝基苯)，由图 6可看出，所有地表水中ρ(硝基苯)均低于该研究中得到的急、慢性基准值，只有多瑙河和中国的官厅水库、海河ρ(硝基苯)高于目前中国地表水源标准限值.但是，2005年松花江水污染事件中，不同河段的ρ(硝基苯)达到了0.167～1.47 mg/L［15］，超过了物种敏感度分布曲线法推导的中国硝基苯慢性基准值，最高浓度为急性水质基准值(0.572 mg/L)的2倍.在污水团通过特定监测断面前后浮游动植物群落结构也发生一定变化［71］，这表明污染事件中硝基苯有较大的生态风险.a.水质基准具有明显的区域性，水生态系统和生物区系特征对水质基准有明显影响.该研究和其他最新研究均表明:在水质基准推导过程中，物种敏感度分布曲线法可能优于毒性百分数排序法和评价因子法，得出的水质基准值更具有统计学意义.使用物种敏感度分布曲线法得到的美国硝基苯急性水质基准值为7.271 mg/L，慢性基准值为 2.031 mg/L;中国硝基苯急性水质基准为0.572 mg/L，慢性水质基准基准值为0.114 mg/L.b.目前世界其他地区和中国主要水体中ρ(硝基苯)均不超过慢性和急性水生态基准值，说明硝基苯总体上对水生生物不存在潜在的生态风险.为适应我国信息化建设，扩大本刊及作者知识信息交流渠道，本刊已被《中国学术期刊网络出版总库》及CNKI系列数据库，以及“万方数据资源系统——数字化期刊群”和“龙源国际名刊网”等检索信息系统收录，其作者文章著作权使用费与本刊稿酬一次性给付.如果作者不同意文章被收录，请在来稿时向本刊做出纸面声明，本刊将做适当处理.【相关文献】［1］ZHOU Q F，FU J J，MENG H Z，et al.Subchronic toxicological effects of aquatic nitrobenzene on Medaka and Chinese rare minnow［J］.Science in China Series B: Chemistry，2007，50(5):707-717.［2］World Health Organization.Environmental health criteria 230 nitrobenzene［R］. Geneva:World Health Organization，2003.［3］US EPA.Proposed guidelines for carcinogen risk assessment［R］.Federal Register，1996，61(79):17960-18011.［4］US EPA.Quality criteria for water［R］.Washington DC: Office ofWater Regulations and Standards，1986.［5］NOORDSIJA，PUYKER L M，VAN DER GAAG M A.The quality of drinkingwater prepared from bank-filtered riverwater in the Netherlands［J］.Sci Total Environ，1985，47:273-292.［6］YAMAGISHIT，M IYAZAKI T.Identification of musk xylene and musk ketone in fresh water fish collected from the tama river Tokyo［J］.Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，1981，26(10):656-662.［7］YURAWECZ M P，PURNA B J.Nitro musks fragrances as potential contaminants in pesticide reside analysis［J］.Journal Association of Official Analytical Chemists，1983，66(4):241-247.［8］郎佩珍，龙凤山，袁星，等.松花江中游(哨口—松花江村段)水中有毒有机物污染研究［J］.环境科学进展，1993，1 (6):47-55.［9］康跃惠，宫正宇，王子健，等.官厅水库及永定河水中挥发性有机物分布规律［J］.环境科学学报，2001，21(4):338-343.［10］王子健，吕怡兵，王毅，等.淮河水体取代苯类污染及其生态风险［J］.环境科学学报，2002，22(3):300-304.［11］王宏，杨霓云，沈英娃，等.海河流域几种典型有机污染物环境安全性评价［J］.环境科学研究，2003，16(6):35-36，52.［12］胡国华，赵沛伦.黄河孟津—花园口区间有机污染分析及防治对策［J］.人民黄河，1995(11):6-9.［13］HE M C，SU Y，LI X R，et al.Distribution patterns of nitrobenzenes and polychlorinated biphenyls in water，suspended particulate matter and sediment from mid-and down-stream of the Yellow River(China)［J］.Chemosphere，2006，65:365-374. ［14］田怀军，舒为群，张学奎，等.长江、嘉陵江(重庆段)源水有机污染物的研究［J］.长江流域资源与环境，2003(12): 118-123.［15］LEIB L，HUANG S B，QIAO M，et al.Prediction of the environmental fate and aquatic ecological impact of nitrobenzene in the Songhua River using the modified AQUATOX model［J］.JEnviron Sci，2008(20):769-777.［16］Russian Ministry of Health.Water quality standards of drinking water and centralized water supply system，water quality monitoring and quarantine norms and standards［R］.Moscow: Russian Ministry of Health，2001.［17］Russian Ministry of Agriculture Fisheries Agency.Russian federation state committee on fisheries decree 96，list of highest concentration of harm ful substances and security levels in fishery waters［R］.Moscow:Russian Ministry of Agriculture FisheriesAgency，1999.［18］US EPA.National recommended water quality criteria［R］. Washington DC:Office of Water，Office of Science andTechnology，2006.［19］US EPA.National recommended water quality criteria［R］. Washington DC:Office of Water，Office of Science and Technology，2009.［20］ANZECC，ARMCANZ.Australian and New Zealand guidelines for fresh and marine water quality［R］.Canberra，Australia: Australia and New Zealand Environment and Conservation Council and Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand，2000.［21］国家环境保护总局.GB 3838—2002地表水环境质量标准［S］.北京:中国标准出版社，2002.［22］Canadian Council of Ministers of the Environment(CCME).A protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life［R］.W innipeg，Manitoba:Canadian Council of Ministers of the Environment，2007.［23］刘明玉，解玉浩，季达明.中国脊椎动物大全［M］.沈阳:辽宁大学出版社，2000.［24］STEPHAN 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］.US EPA Report No.PB-85-227049.Washington DC:US EPA，1985.［25］Canadian Council of Ministers of the Environment(CCME).A protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life［R］.W innipeg，Manitoba:Canadian Council of Ministers of the Environment，1999.［26］WHEELER JR，GRIST E PM，LEUNG K M，et al.Species sensitivity distributions:data and model choice［J］.Marine Pollution Bulletin，2002，45:192-202.［27］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 203 fish，acute toxicity test［R］.Paris，France: OECD Environment Directorate，1992.［28］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 210 fish，early-life stage toxicity test［R］.Paris，France:OECD Environment Directorate，1992.［29］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 202 Daphnia sp.，acute immobilization test［R］. Paris，France:OECD Environment Directorate，2004.［30］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 201 freshwater alga and cyanobacteria， growth inhibition test［R］.Paris，France:OECD Environment Directorate，2006.［31］American Society for Testing and Materials(ASTM).Standard guide for conducting acute toxicity tests with fishes，macroinvertebrates，and amphibians.E729-96［M］//Annual book of ASTM standards，vol.11.05.Philadelphia:ASTM，1997.［32］US EPA.Trimmed-Spearman-Karber estimation of LC50values user's manual ［R］.Athens，Georgia:US EPA，Office of Research and Development， National Exposure Research Laboratory-Ecosystems Research Division，Center for Exposure Assessment Modeling(CEAM)，1999.［33］US EPA.Methods formeasuring the acute toxicity of effluents and receiving waters to freshwater and marine organisms［R］. Washington DC:US EPA，Office ofWater，2002. ［34］闫雷生.国家环保局化学品测试准则［M］.北京:化学工业出版社，1990:189-196.［35］KOOIJMAN S A L M.A safety factor for LC50values allowing for differences in sensitivity among species［J］.Water Res，1987，21:269-276.［36］United States Environmental Protection Agency(US EPA). Guidelines for ecological risk assessment［R］.EPA 630-R-95-002F.Washington DC:US EPA，1998.［37］SCHULER L J，RAND G M.Aquatic risk assessment of herbicides in freshwater ecosystems of south Florida［J］. Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2008，54:571-583.［38］KIMERLE R A.Has the water quality criteria concept outlived its usefulness［J］.Environ Toxicol Chem，1986，5:113-115.［39］MAYER F L，MAYER K S，ELLERSIECK M R.Relation of survival to other endpoints in chronic toxicity tests with fish［J］.Environ Toxicol Chem，1986，5:737-748.［40］MAYER F L，ELLERSIECK M R.Experiences with singlespecies tests for acute toxic effects on freshwater animals［J］. Ambio，1988，17:367-375.［41］朱小燕，邓凤霞.硝基苯在纤细裸藻中的毒性和降解吸附［J］.华中师范大学研究生学报，2006，13(1):156-158.［42］王宏，沈英娃，卢玲，等.几种典型有害化学品对水生生物的急性毒性［J］.应用与环境生物学报，2003，9(1):49-52.［43］YEN J H，LIN K H，WANGY S.Acute lethal toxicity of environmental pollutants to aquatic organisms［J］.Ecotoxicol Environ Saf，2002，52:113-116.［44］YOSHIOKA Y，OSE Y，SATO T.Correlation of the five test methods to assess chemical toxicity and relation to physical properties［J］.Ecotoxicol Environ Saf，1986，12(1):15-21.［45］卢玲，沈英娃.酚类、烷基苯类、硝基苯类化合物和环境水样对剑尾鱼和稀有鮈鲫的急性毒性［J］.环境科学研究，2002，15(4):57-59.［46］RODERER G.Testung wassergefahrdender stoffe als grundlage fur wasserqualitatsstandards ［R］. Testbericht: WassergefahrdendeStoffe.Schmallenberg:Fraunhofer-Institut fur Umweltchemie und Okotoxikologie，1990. ［47］WELLENS parison of the sensitivity of brachydanio rerio and leuciscus idus by testing the fish toxicity of chemicalsand wastewaters［J］.Z Wasser-Abwasser-Forsch，1982，51 (2):49-52.［48］CASTANO A，CANTARINO M J，CASTILLO P，et al. Correlations between the RTG-2 cytotoxicity test EC50and in vivo LC50rainbow trout bioassay［J］.Chemosphere，1996，32 (11):2141-2157.［49］RAMOS E U，VERMEER C，VAES W H J.et al.Acute toxicity of polar narcotics to three aquatic species(Daphnia magna，Poecilia reticulata and Lymnaea stagnalis)and its relation to hydrophobicity［J］.Chemosphere，1998，37(4): 633-650.［50］JUHNKE I，LUEDEMANN D.Results of the investigation of 200 chemical compounds for acute fish toxicity with the golden orfe test(Ergebnisse der untersuchung von 200 chemischen verbindungen auf akute fischtoxizitat mit dem goldorfentest)［J］.ZWasser-Abwasser-Forsch，1978，11(5):161-164.［51］CANTON J H，SLOOFF W，KOOL H J，et al.Toxicity，biodegradability and accumulation of a number of Cl/N-containing compounds for classification and establishing water quality criteria［J］.Regulatory Toxicology and Pharmacology，1985，5:123-131.［52］王阳峰，吕玉新.用水生态毒理学方法评价13种硝基苯类化合物的急性毒性［J］.新乡医学院学报，2004，21(6): 456-457.［53］陆光华，金琼贝，王超.硝基苯类化合物对隆线蚤急性毒性的构效关系［J］.河海大学学报:自然科学版，2004，32(4): 372-375.［54］刘祎男，范学铭，阚晓微，等.苯、苯酚、硝基苯对水丝蚓的急性毒性及超氧化物歧化酶活性的影响［J］.水生生物学报，2008，32(3):420-423.［55］KUHN R.Schadstoffwirkungen von umweltchemikalien im daphnien-reproduktions-test als grund lage fr die bewertung der umweltgefhrlichkeit in aquatischen sys［R］.Forschungsbericht 10603052，M rz.Berlin Dahlem:I nstitut für Wasser-，Bodenu，1988(OECD Data File).［56］KUEHN R，PATTARD M，PERNAK K D，et al.Results of the harm ful effects of water pollutants to Daphnia magna in the 21 day reproduction test［J］.Water Res，1989，23(4):501-510.［57］BRINGMANN G，KUHN R.Limiting values for the noxious effects of water pollutant material to blue algae(Microcystis aeruginosa)and green algae(Scenedesmus quadricauda)in cell propagation inhibition tests Grenzwerte der Schadwirkung Wasse ［J］.Vom Wasser，1978，50:45-60.［58］RAMOS E U，VAESW H J，MAYER P，et al.Algal growth inhibition of chlorella pyrenoidosa by polar narcotic pollutants: toxic cell concentrations and QSAR modeling ［J］.Aquatic Toxicology，1999，46(1):1-10.［59］BRINGMANN G，KUHN parative water-toxicological investigations on bacteria， algae， and daphnia ［J］. Gesundheits-Ingenieur，1959，80(4):115-120.［60］DENEER JW，VAN LEEUWEN C J，SEINEN W，et al. QSAR study of the toxicity and bioconcentration factor of nitrobenzene derivatives towards Daphnia magna，Chlorella pyrenoidosa and Photobacterium phosphoreum［J］.Aquatic Toxicology，1989，15:83-98.［61］BOLLMAN M A，BAUNE W K，SMITH S，et al.Report on algal toxicity tests on selected office of toxic substances(OTS) chemicals［R］.Corvallis OR:US EPA，1989:186. ［62］US EPA.Ambientwater quality criteria for nitrobenzene［R］. Washington DC:US EPA，1980.［63］MARCHINIS，TOSATO M L，NORBERG-KING T J，et al. Lethal and sublethal toxicity of benzene derivatives to the fathead minnow，using a short-term test［J］.Environ Toxicol Chem，1992，11(2):187-195.［64］HEITMULLER P T，HOLLISTER T A，PARRISH P R.Acute toxicity of 54 industrial chemicals to sheepshead minnows (Cyprinodon variegatus)［J］.Bull Environ Contam Toxicol，1981，27(5):596-604.［65］BUCCAFUSCO R J，ELLS S J，LEBLANC G A.Acute toxicity of priority pollutants to bluegill(Lepomismacrochirus)［J］.Bull Environ Contam Toxicol，1981，26(4):446-452. ［66］LEBLANC G A.Acute toxicity of priority pollutants to water flea(Daphnia magna)［J］.Bull Environ Contam Toxicol，1980，24(5):684-691.［67］MAAS-DIEPEVEEN J L，VAN LEEUWEN C J.Aquatic toxicity of aromatic nitro compounds and anilines to several freshwater species［R］.Report No.86-42.Dutch:Laboratory for Ecotoxicology，Institute for Inland Water Management and Waste Water Treatment，1986:10.［68］US EPA.In-depth studies on health and environmental impacts of selected water pollutants［R］.Duluth MN:US EPA，1978.［69］BLACK JA，BIRGE W J，MCDONNELL W E，et al.The aquatic toxicity of organic compounds to embryo–larval stages of fish and amphibians［R］.Lexington，Kentucky:University of Kentucky，Water Resources Research Institute，1982.［70］DANIEL JF，DENNIST B，LANCE T Y，et al.Derivation of acute ecological risk criteria for chlorite in freshwater ecosystems［J］.Water Res，2003，37(18):4359-4368. ［71］黄钰.硝基苯污染对松花江浮游生物影响的研究［D］.长春:东北师范大学，2007.［72］GAO J J，LIU L H，LIU X R，et al.Concentration level and geographical distribution of nitrobenzene in Chinese surface waters［J］.JEnviron Sci，2008，20(7):803-805. ［73］ROBERT G，HEINRICH H，GERHARD R，et al.The distribution of nitrobenzene and other nitroaromatic compounds in the North Sea［J］.Marine Pollution Bulletin，1995，30 (3):221-228.［74］KUHNW，CLIFFORD D.Experience with specific organic analysis for water quality control in West Germany［C］// Proceedings of the 13 th American Water WorksAssociation Water Quality Technology Conference.Denver，Colorado: American Water Works Association，1986:353-363.［75］ZOETEMAN B C J，HARMSEN K，LINDERS JB H J，et al. Persistent organic pollutants in river water and ground water of the Netherlands［J］.Chemosphere，1980，9:231-249.［76］MALLEVIALLE J，BRUCHET A，SCHM ITT E.Nitrogenous organiccompounds:identification and significance in several French water treatment plants［C］//Proceedings of the 11 th American water works association water quality technology conference. Denver， Colorado:American Water Works Association，1984:83-96.［77］HAIN Z，DALMACIJA B，MISKOVIC D，et al.Preparation of drinking water from the surface water of the Danube:a case study［J］.Water Sci Technol，1990，22:253-258. ［78］WAGGOT A，WHEATLAND A B.Contribution of different sources to contamination of surface waters with specific persistent organic pollutants［M/C］//HUTZINGER O，VAN LEYLYVELD I H，ZOETEMAN B C J，et al.Aquatic pollutants:transformation and biological effects.Proceedings of the 2nd International Symposium on Aquatic Pollutants，Noordwijkerhout.Amsterdam:Pergamon Press，1978.。

2015年第10卷第1期，151-159生态毒理学报Asian Journal of EcotoxicologyVol．10，2015No．1，151-159基金项目：海洋公益性科研专项（201305002；201205012）作者简介：王菊英（1967-），博士，研究员，研究方向为海洋环境监测评价方法学和海洋环境质量基准，E-mail ：jywang@nmemc．org．cn DOI ：10．7524/AJE．1673-5897．20140530002王菊英，穆景利，王莹．《海水水质标准（GB 3097－1997）》定值的合理性浅析———以铅和甲基对硫磷为例［J ］．生态毒理学报，2015，10（1）：151-159Wang J Y ，Mu J L ，Wang Y．Rationality analysis of the existing Marine Water Quality Standard （GB 3097-1997）：A case study on lead and methyl-par-athion ［J ］．Asian Journal of Ecotoxicology ，2015，10（1）：151-159（in Chinese ）《海水水质标准（GB 3097—1997）》定值的合理性浅析———以铅和甲基对硫磷为例王菊英*，穆景利，王莹国家海洋环境监测中心国家海洋局近岸海域生态环境重点实验室，大连116023收稿日期：2014-05-30录用日期：2014-08-07摘要：基于物种敏感度分布曲线法，推导了铅和甲基对硫磷的海水水质基准低值和高值，并与《海水水质标准（GB 3097—1997）》中铅和甲基对硫磷的相关标准限值进行了比较，结果表明目前尚缺乏充分的科学证据说明我国现行的海水水质标准可以为我国海洋环境中大多数水生生物提供适当的保护，不同污染物的标准定值存在着一定程度的“欠保护”和“过保护”的问题。

中国七大水系淡水沉积物中林丹(γ-HCH)的生态风险评估陈心悦;张彦峰;沈兆爽;祝凌燕【摘要】林丹(γ-HCH)作为曾广泛应用的有机氯农药,自2000年在中国停止生产以来,全国范围内环境介质中仍广泛检出,对生物体及自然环境存在潜在危害.在收集γ-HCH的沉积物毒性数据基础上,通过物种敏感度分布(Species Sensitivity Distribu-tions,SSD)曲线拟合的方法获得其沉积物质量基准.选取7种常用模型进行拟合,通过比较,最终采用S-Logistic模型拟合γ-HCH急性毒性曲线,得到急性基准值CMCsed=0.00530μg·g-1;采用S-Gompertz模型拟合γ-HCH慢性毒性曲线,得到慢性基准值CCCsed=0.00106μg·g-1.我国七大水系68.2％的水体沉积物中γ-HCH的残留浓度均低于其CCCsed,说明其风险较低.但是,在海河和辽河流域某些点位的残留超标,需要引起足够的重视.所获得的沉积物基准值对评估沉积物中γ-HCH的生态风险和环境修复具有重要指导意义.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2018(013)003【总页数】9页(P103-111)【关键词】γ-HCH;物种敏感度分布;沉积物质量基准;相平衡分配法【作者】陈心悦;张彦峰;沈兆爽;祝凌燕【作者单位】南开大学环境科学与工程学院,环境污染与基准教育部重点实验室,天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室,天津300071;南开大学环境科学与工程学院,环境污染与基准教育部重点实验室,天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室,天津300071;南开大学环境科学与工程学院,环境污染与基准教育部重点实验室,天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室,天津300071;南开大学环境科学与工程学院,环境污染与基准教育部重点实验室,天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室,天津300071【正文语种】中文【中图分类】X171.5林丹(lindane, >90%的γ-HCH)是一种应用非常广泛的有机氯农药，具有一定的疏水性(log Kow= 3.7 ± 0.5) [1]，在环境样品，尤其是土壤、沉积物样品中广泛检出[2-5]，并可通过食物链富集[6-7]，最终对生态环境造成危害。

不同环境介质中污染物生态风险评价方法的国内研究进展沈洪艳;胡小敏【摘要】Ecological risk assessment of pollutants has been a focus of attention at home and abroad in recent years.Domestic and foreign scholars have put forward various methods and models for ecological risk assessment.The purpose is to evaluate the ecological risk of pollutants in environmental media by establishing different indicators,hoping to predict their adverse ecologi-cal impacts,as well as assess the potential for ecological changes caused by a certain factor in the past.This paper reviews the development of ecological risk assessment,summarizes the ecological risk assessment models and methods about pollutants in water,sediment and soil,summarizes the Risk Quotient (RQ),AQUATOX model,Species Sensitivity Distribution (SSD), Index of Geoaccumulation (Igeo),Hakanson potential ecological risk index to determine the level of ecological risk.According to the types and concentrations of pollutants in different environmental media,the appropriate method should be selected for ecological risk assessment.In the future,more research should be conducted on the ecological risk assessment method for the coexistence of multiple pollutants under different environmental media,riching ecological risk assessment method system,and providing a more appropriate assessment method for the ecological risk of various pollutants.%污染物生态风险评价是近年来国内外一直关注的热点,已有国内外学者提出了多种生态风险评价的方法与模型,通过建立不同的指标对环境介质中污染物的生态风险进行评价,以期预测其不利的生态影响,也可以对过去某种因素导致的生态变化的可能性进行评估.回顾了生态风险评价的发展历程,归纳了水、沉积物和土壤中污染物的生态风险评价模型与方法,总结了风险熵法(RQ)、AQUATOX模型、物种敏感度分布曲线法(SSD)、地积累指数法(Igeo)、Ha-kanson潜在生态风险指数法确定的生态风险等级,根据不同环境介质中的污染物类型及浓度选择适当的方法进行生态风险评价.今后应对不同环境介质中多种污染物共存时的生态风险评价给予更多关注,并丰富生态风险评价的方法体系,为确定更为恰当的不同类型污染物的生态风险评价方法提供参考.【期刊名称】《河北科技大学学报》【年(卷),期】2018(039)002【总页数】7页(P176-182)【关键词】环境生态学;环境介质;生态风险;评价方法;研究进展【作者】沈洪艳;胡小敏【作者单位】河北科技大学环境科学与工程学院,河北石家庄 050018;河北省药用分子化学重点实验室,河北石家庄 050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北石家庄 050018;河北省药用分子化学重点实验室,河北石家庄 050018【正文语种】中文【中图分类】X826生态风险评价是伴随着环境管理目标和环境观念的转变而逐渐兴起并得到发展的一个新兴的研究领域[1]。

ssd物种敏感度分布法介绍
SSD（物种敏感度分布）是一种用于生态风险评价的方法，通过概率分布函数将不同物种对污染物的敏感性数据进行外推，以评估污染物在生物群落甚至生态系统水平上的风险。

这种方法的核心在于数据收集、统计分析和风险评估。

数据收集涉及收集不同物种对特定污染物的敏感性数据，这些数据通常来源于实验室的毒理学测试。

统计分析利用统计方法，如累积分布函数，来分析这些数据，确定物种敏感性的分布模式。

根据得到的分布模式，可以估计在一定污染物浓度下，受影响的物种比例，从而对生态系统的潜在风险进行评估。

SSD方法的应用对于保护生态环境和人类健康具有重要意义，它可以帮助制定更加科学合理的环境标准和风险管理策略。

在实际应用中，SSD方法需要结合具体的环境条件和污染物特性，以及受保护物种的特点，才能得出准确的风险评估结果。

此外，SSD物种敏感度分布法是一种较高级的统计学外推方法，置信度较高，可以给出特定效应或结果发生的概率，被列于欧盟风险评价技术导则（TGD）的标准方法中，被美国环境保护署研究者推荐用于特定生物的保护。

这种方法不仅可用于水生态环境和沉积物的生态风险评价，还被推广至土壤环境。

我国也开展了一些排序和评价方面的应用尝试和环境质量标准设定的研究。

以上内容仅供参考，如需更准确的信息，可以查阅生态学领域的学术文献或咨询相关领域的专家学者。

生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第16卷第5期2021年10月V ol.16,No.5Oct.2021㊀㊀基金项目:锑矿区污染土壤锑砷原位稳定与异位淋洗技术研究项目(2020YFC1807703);场地土壤特征污染物清单技术项目(2019YFC1803401)㊀㊀第一作者:陈丽红(1980 ),女,硕士,研究方向为环境风险评估,E -mail:red -***********㊀㊀*通讯作者(Corresponding author ),E -mail:*****************.cnDOI:10.7524/AJE.1673-5897.20210602001陈丽红,李强,肖欣欣,等.典型四环素类抗生素的预测无效应浓度和风险评估[J].生态毒理学报,2021,16(5):334-346Chen L H,Li Q,Xiao X X,et al.Predicted non -effect concentration and risk assessment of typical tetracycline antibiotics [J].Asian Journal of Ecotoxi -cology,2021,16(5):334-346(in Chinese)典型四环素类抗生素的预测无效应浓度和风险评估陈丽红,李强,肖欣欣,孟甜,张瑜,魏占亮,曹莹*中国环境科学研究院环境检测与实验中心,北京100012收稿日期:2021-06-02㊀㊀录用日期:2021-08-21摘要:四环素类抗生素是一类广谱抗生素,对生态环境存在潜在风险㊂本研究以四环素和土霉素为研究对象,根据欧盟现有化学物质风险评价技术指导文件(TGD),推导不同环境介质中四环素和土霉素的预测无效应浓度(PNEC),并采用风险商值(RQ)法对我国部分地区水质㊁淡水沉积物和土壤的暴露风险进行评估㊂结果表明,我国水质㊁淡水沉积物及土壤中四环素的PNEC 值分别为0.115μg ㊃L -1㊁423μg ㊃kg -1(湿质量)和57μg ㊃kg -1(湿质量);土霉素的PNEC 值分别为4.93μg ㊃L -1㊁1.78ˑ104μg㊃kg -1(湿质量)和3.16ˑ103μg ㊃kg -1(湿质量)㊂淡水沉积物风险区域主要集中在海河,土壤风险区域主要集中在山东省㊁四川省彭州市㊁辽宁省沈阳市等,部分区域点位存在潜在的生态风险㊂研究结论可为四环素类抗生素的生态环境风险评价提供科学依据㊂关键词:四环素;土霉素;水质;淡水沉积物;土壤;生态风险评估;预测无效应浓度文章编号:1673-5897(2021)5-334-13㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:APredicted Non-effect Concentration and Risk Assessment of Typical Tetra-cycline AntibioticsChen Lihong,Li Qiang,Xiao Xinxin,Meng Tian,Zhang Yu,Wei Zhanliang,Cao Ying *Environmental Analysis and Testing Laboratory,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Beijing 100012,ChinaReceived 2June 2021㊀㊀accepted 21August 2021Abstract :As a kind of broad -spectrum antibiotics,tetracycline antibiotics pose potential risk to environment.On the basis of the EU Technical Guidance Document of risk assessment for existing substances,this study derived the predicted non -effect concentration (PNEC)of tetracycline and oxytetracycline in different environmental media,and evaluated the exposure risk to the water,freshwater sediment and soil in China by risk quotient (RQ)method.The PNEC of tetracycline in water,freshwater sediment and soil were 0.115μg ㊃L -1,423μg ㊃kg -1(wet mass),and 57μg ㊃kg -1(wet mass),respectively,while the PNEC of oxytetracycline were 4.93μg ㊃L -1,1.78ˑ104μg ㊃kg -1(wet mass),and 3.16ˑ103μg ㊃kg -1(wet mass),respectively.The results show that the risky areas of freshwater sediment are mainly centered in Haihe;the soil risky areas are mostly located in Shandong,Sichuan (Pengzhou)and Liaon -ing (Shenyang),and some of which present potential ecological risks.This study would provide scientific basis forassessing environmental risks of tetracycline antibiotics in China.. All Rights Reserved.第5期陈丽红等:典型四环素类抗生素的预测无效应浓度和风险评估335㊀Keywords:tetracycline;oxytetracycline;water;freshwater sediment;soil;ecological risk assessment;predicted non-effect concentration㊀㊀四环素类抗生素是一类广谱抗生素,主要包括天然类(四环素㊁土霉素和金霉素等)及半合成衍生物(强力霉素㊁甲烯土霉素和二甲胺四环素等),其中使用最多的是土霉素㊁四环素和金霉素[1],主要应用于临床治疗和水产养殖业中㊂据统计,我国每年约生产2.1ˑ105t抗生素,其中,四环素类抗生素是生产和使用比例均较大的一类[2]㊂由于抗生素不能完全被机体吸收,未被吸收利用的抗生素会通过各种方式进入水体以及土壤环境中㊂进入环境中的抗生素会诱导大量耐药性致病菌的出现,从而给生态环境安全带来严重威胁[3-5]㊂已有研究表明,中国农业土壤中土霉素㊁四环素和金霉素的平均质量分数范围分别为0~8400﹑0 ~2450和0~5520μg㊃kg-1[6]㊂与国外调查相比,中国农业土壤中四环素类抗生素污染较严重㊂例如,西班牙㊁荷兰和意大利农业土壤中土霉素的平均质量浓度分别为15.7~105.4﹑0.67和127~216μg㊃kg-1,西班牙农业土壤中四环素平均质量浓度范围为18.8~64.3μg㊃kg-1,丹麦农业土壤中金霉素的质量浓度范围为0.6~15.5μg㊃kg-1[7-9]㊂化学物质风险评价技术指导文件(Technical Guidance Document on Risk Assessment,TGD)针对现有和新化学物质,提出预测无效应浓度(predicted no effect concentration,PNEC)作为风险评价的生态安全阈值[10],其推导方法与水质基准的定值方法基本一致[11]㊂推导方法主要有评价因子法(evaluation factor,AF)㊁物种敏感度排序法(species sensitivity rank,SSR)㊁物种敏感度分布法(species sensitivity dis-tribution,SSD)和平衡分配法㊂在我国,杨灿[12]通过SSD法推导出四环素水质慢性PNEC值为0.758μg ㊃L-1;杜雪[13]和秦延文等[14]采用评价因子法,推导出土霉素的水质急性PNEC值分别为4.5μg㊃L-1和1.04μg㊃L-1㊂然而,针对四环素类抗生素在淡水沉积物和土壤中的PNEC值和对应风险尚未报道㊂本研究以四环素和土霉素为例,基于我国本土生物物种的毒性数据㊂利用SSR法推导水质PNEC 值,同时与SSD法的计算结果进行了比对㊂采用平衡分配法推导沉积物和土壤的PNEC值,并应用提出的PNEC值对我国部分地区水质㊁淡水沉积物和土壤的暴露生态风险进行了初步评估,研究结论可为四环素类抗生素水质㊁淡水沉积物和土壤标准制定提供建议,为我国四环素类抗生素污染监测和生态系统保护提供参考㊂1㊀材料与方法(Materials and methods)1.1㊀四环素和土霉素生态毒性数据筛选生态毒性数据来自国内外已发表的文献和报告㊂筛选原则为:(1)为我国本土物种;(2)所有毒性数据都要求有明确的测试终点㊁测试时间及对测试阶段或指标的详细描述;(3)对于同一物种在同一毒性终点有多个毒性值时,求几何平均值[15]㊂1.2㊀水质PNEC water的推导方法1.2.1㊀物种敏感度排序法(SSR)采用SSR法计算四环素和土霉素的最终慢性值(FCV)[16]㊂计算步骤为:(1)搜集与筛选数据;(2)求每个物种的物种平均慢性值(SMCV)和每个属的属平均慢性值(GMCV);(3)从高到低对GMCV排序;(4)对GMCV设定R个级别(1~N);(5)计算SMCV 的累积概率(P),P=R/(N+1);(6)选择累积概率最小的4个属平均慢性值,用这4个属平均慢性值和它们的累积概率计算最终慢性值(FCV)㊂计算公式如下:S=ð(lnGMCV)2-[ð(lnGMCV)]2/4ðP-(ðP)2/4(1) L=[ð(lnGMCV)-S(ðP)/4(2)A=S0.05+L(3)FCV=e A(4)式中:S㊁L和A为计算中采用的中间符号,没有特殊含义;GMCV为属平均慢性值;P为累积概率; FCV为最终慢性值㊂在慢性数据缺乏的情况下,可以采用急慢性比值法计算FCV㊂首先,通过与求得FCV类似的方法先获得最终急性值(FA V),FCV为FA V与最终急慢性比(FACR)的比值㊂PNECwater为FCV和最终植物值(FPV)两者中的最小值,FPV是用藻类所做的96h实验或者是用水生维管束植物所做的慢性实验得出的结果中的最小值㊂1.2.2㊀物种敏感度分布法(SSD)采用荷兰公共健康与环境研究所(RIVM)推荐. All Rights Reserved.336㊀生态毒理学报第16卷的EXT2.0风险评估软件拟合SSD曲线[17],并计算HC5(5%物种危害浓度,单位为μg㊃L-1),PNEC water计算公式如下:PNECwater =HC5/AF式中:AF为评价因子,取值范围为1~5,该研究中AF取值5[18-19]㊂1.3㊀淡水沉积物PNEC susp的推导方法由于缺乏淡水沉积物的生物毒性数据,因此PNECsusp采用平衡分配法进行推导[20],计算公式如下:PNECsusp =Ksusp-waterRHOsusp㊃PNEC water㊃1000(5)RHOsusp =Fsolidsusp㊃RHO solid+Fwater susp㊃RHO water(6)Ksusp-water =Fwatersusp+Fsolidsusp㊃Kpsusp1000㊃RHO solid(7)Kpsusp=FOCsusp㊃K oc(8)式中:PNECsusp为沉积物环境预测无效应浓度(mg㊃kg-1);PNEC water为水环境预测无效应浓度(mg㊃L-1);RHOsusp为悬浮物体积密度(kg㊃m-3),K susp-water为悬浮物-水分配系数(m3㊃m-3),K psusp为污染物在悬浮物中的固-水分配系数(L㊃kg-1);其他参数及取值列于表1中,Koc为有机碳-水分配系数(L㊃kg-1),其值从EPI Suite V4.10软件获得,优先使用软件数据库中的实测值,没有实测值则采用软件计算值㊂1.4㊀土壤PNEC soil的推导方法1.4.1㊀平衡分配法由于土壤生物利用率及毒性效应与土壤性质有关,不同类型土壤试验数据不能相比较,因此应将试验结果转化为标准土壤数据㊂无观察效应浓度(NOEC)与半数致死/有效浓度(L(E)C50)的校正公式如下[20]:NOEC或L(E)C50(标准)=NOEC或L(E)C50(试验)㊃Fom土壤(标准)Fom土壤(试验)(9)式中:Fom土壤(标准)为标准土壤中有机质的比率(kg㊃kg-1),默认值为3.4%;Fom土壤(试验)为试验土壤中的有机质比率(kg㊃kg-1)㊂如果无法获得土壤生物毒性数据,采用平衡分配法计算PNECsoil[20],公式如下:PNECsoil=Ksoil-waterRHOsoil㊃PNEC water㊃1000(10)PNECsoil的计算公式类似于PNECsusp,K soil-water为土壤-水分配系数(m3㊃m-3),其余参数的释义及取值列于表1㊂1.4.2㊀评估因子法如果获得土壤毒性数据,采用评估因子法计算PNECsoil,如表2所示㊂如果仅获得一项土壤生物毒性数据,需同时采用平衡分配法和评估因子法计算,选择PNECsoil较低值㊂1.5㊀生态风险评估采用风险商值(risk quotient,RQ)法[20]对我国部分地区淡水沉积物和土壤中四环素和土霉素的暴露风险进行评估,将四环素和土霉素的暴露浓度除以获得的PNEC值,得到RQ㊂若RQ>1,则有风险;若RQ<1,则无风险㊂2㊀结果与讨论(Results and discussion)2.1㊀四环素和土霉素水质PNEC water2.1.1㊀SSR法推导四环素水质PNEC water四环素的水生生物急性毒性数据筛选结果如表3所示,共获得5门8科10个急性毒性数据[12,21-23]㊂表1㊀化学物质风险评价技术指导文件(TGD)中默认的环境参数[20]Table1㊀The default environmental parameters in Technical Guidance Document on Risk Assessment(TGD)[20]参数Parameter符号Symbol单位Unit默认值Default value水的密度Density of the water phase RHO water kg㊃m-31000固体的密度Density of the solid phase RHO solid kg㊃m-32500悬浮物中固体物质的体积分数V olume fraction of solids in suspended matter Fsolid susp m3㊃m-30.1土壤中固体物质的体积分数V olume fraction of solids in soil Fsolid soil m3㊃m-30.6悬浮物中水的体积分数V olume fraction of water in suspended matter Fwater susp m3㊃m-30.9土壤中水的体积分数V olume fraction of water in soil Fwater soil m3㊃m-30.2悬浮物中固体物质的有机碳质量分数Mass fraction of organic carbon in suspended solids Foc susp kg㊃kg-10.1土壤中固体物质的有机碳质量分数Mass fraction of organic carbon in soil solids Foc soil kg㊃kg-10.02 . All Rights Reserved.第5期陈丽红等:典型四环素类抗生素的预测无效应浓度和风险评估337㊀同时获得3门3科3个慢性毒性数据(表4)[12,24]㊂由于慢性毒性数据没有达到3门8科的最低要求,故采用计算FCV的方法先推导FA V值㊂选择最敏感的4属:浮萍棘尾虫(Stylonyciia属)㊁大型溞(Daphnia属)㊁天蓝喇叭虫(Stentor属)和绿藻(Pseudokirchneri-ella属),依据式(1)~(4)求得四环素的FA V为0.532μg㊃L-1㊂再采用FA V除以FACR求得FCV值㊂其中,FACR为斑马鱼㊁大型溞和扁藻的急慢性比率(ACR)的几何平均值(表4)㊂PNECwater 为FCV和FPV两者中的最小值,在比较四环素对浮游植物及大型水生植物的毒性数据后,FPV采用文献报道的绿藻(Chlorophyta)3d-NOEC(0.002mg㊃L-1),最终得到四环素的PNECwater值为0.115μg㊃L-1㊂2.1.2㊀SSD法推导四环素水质PNEC water由于四环素慢性毒性数据不足,将表3中急性毒性数据除以FACR得到慢性毒性数据㊂利用RIVM推荐的EXT2.0风险评估软件分析慢性毒性数据,拟合曲线如图1所示,得到PNECwater为4.32μg㊃L-1㊂表2㊀推导土壤环境预测无效应浓度(PNEC soil)的评估因子[20]Table2㊀Assessment factors for devivation of predicted non-effect concentration of soil(PNECsoil)[20]数据要求Data requirements评估系数Evaluation coefficient1个短期试验的L(E)C50值(植物㊁蚯蚓或微生物)L(E)C50value of a short-term trial(plant,earthworm or microorganism)1000 1个长期毒性试验的NOEC值(植物)NOEC value of a long-term toxicity test(plant)100 2个营养级水平的2项长期毒性试验的NOEC值NOEC values of two long-term toxicity tests at two trophic levels50 3个营养水平的3个物种3项长期毒性试验的NOEC值NOEC values of three long-term toxicity tests for three species at three nutrient levels10物种敏感度分布法(SSD) Species sensitivity distribution(SSD)method1~5(据具体情况并充分验证选择)1~5(select with fully verification according to the specific situation)野外试验数据或模拟生态系统数据Field test data or simulated ecosystem data 视具体情况而定It depends注:L(E)C50为半数致死/有效浓度;NOEC为无观察效应浓度㊂Note:L(E)C50stands for median lethal/effective concentration;NOEC stands for no observed effect concentration.表3㊀四环素的水生生物急性毒性值Table3㊀Acute toxicity data of tetracycline for freshwater species物种Species毒性终点Toxicity end pointSMA V/(mg㊃L-1)SMA V/(mg㊃L-1)GMA V/(mg㊃L-1)GMA V/(mg㊃L-1)排序NumberPP数据来源Data sources鲫鱼Carassius auratus96h-EC50323323100.909[21]斑马鱼Barchydanio rerio96h-EC5029029090.818[12]方形环棱螺Bellamya quadrata96h-EC5022622680.727[12]稀有鮈鲫Gobiocypris rarus96h-EC5014414470.636[12]四膜虫Tetrahymena24h-EC5010410460.545[22]尾草履虫Paramecium caudatum24h-LC5050.250.250.455[23]浮萍棘尾虫Stylonyciia lemnae24h-LC5044.544.540.364[23]大型溞Daphnia magna48h-EC5036.636.630.273[21]天蓝喇叭虫Stentor coeruleus24h-LC5033.833.820.182[23]绿藻Pseudokirchneriella subcapitata72h-EC500.0020.00210.091[12]注:SMA V表示种平均急性值,GMA V表示属平均急性值㊂Note:SMA V stands for species mean acute value;GMA V stands for genus mean acute value.. All Rights Reserved.338㊀生态毒理学报第16卷图1㊀四环素的慢性物种敏感度分布曲线注:SMCV表示种平均慢性值㊂Fig.1㊀The chronic species sensitivity distributioncurves of tetracyclineNote:SMCV stands for species mean chronic value. 2.1.3㊀SSR法推导土霉素水质PNEC water土霉素的水生生物慢性毒性数据筛选结果如表5所示㊂共获得4门10科12个慢性毒性数据[25-35],已达到3门8科的最低要求㊂选择最敏感的4属:金头鲷(Sparus属)㊁斑点叉尾鮰(Ictalurus属)㊁近头状伪蹄形藻(Pseudokirchneriella属)和水蕴草(Egeria 属),计算出土霉素的PNECwater为4.93μg㊃L-1㊂2.1.4㊀SSD法推导土霉素水质慢性PNEC water土霉素SSD曲线拟合结果如图2所示,求得HC5为114μg㊃L-1,PNEC water为22.8μg㊃L-1㊂本研究采用SSR法推导四环素和土霉素的PNECwater,同时与SSD法的计算结果进行了比对,选择PNECwater较低者用于风险表征㊂因此,四环素和土霉素的PNECwater值为0.115μg㊃L-1和4.93μg㊃L-1(表6)㊂2.2㊀四环素和土霉素淡水沉积物PNEC susp由于缺乏四环素和土霉素的淡水沉积物毒性数据,本研究采用平衡分配法计算PNECsusp㊂除K oc 以外的参数均采用TGD的默认值㊂按照式(5)~(8)求得四环素和土霉素的PNECsusp分别为423μg㊃kg-1和1.78ˑ104μg㊃kg-1(湿质量)㊂表4㊀四环素的最终急慢性比率(FACR)Table4㊀Final acute to chronic ratio(FACR)of tetracycline物种Species急性毒性值/(mg㊃L-1)Acute toxicity value/(mg㊃L-1)慢性毒性值/(mg㊃L-1)Chronic toxicity value/(mg㊃L-1)ACRACR数据来源Data sources斑马鱼Barchydanio rerio2902014.5[24]大型溞Daphnia magna36.67.07 5.17[12]扁藻Platymonas11.2 3.60 3.11[12]表5㊀土霉素的水生生物慢性毒性值Table5㊀Chronic toxicity data of oxytetracycline for freshwater species物种Species毒性终点Toxicity end pointSMCV/(mg㊃L-1)SMCV/(mg㊃L-1)GMCV/(mg㊃L-1)GMCV/(mg㊃L-1)排序NumberPP数据来源Data sources大西洋鲑Salmo salar NOEC30003000120.923[25]鲤鱼Cyprinus carpio NOEC20002000110.846[26]尼罗罗非鱼Oreochromis niloticus NOEC100100100.769[27]虹鳟Oncorhynchus mykiss NOEC757590.692[28]日本锦鲤Cyprinus carpio LOEC606080.615[26]青鳉Oryzias latipes NOEC505070.538[29]条纹喇叭鱼Latris lineata NOEC252560.462[30]欧洲鳗鲡Anguilla anguilla NOEC202050.385[31]金头鲷Sparus aurata NOEC4440.308[32]斑点叉尾鮰Ictalurus punctatus NOEC3330.231[33]近头状伪蹄形藻Pseudokirchneriella subcapitata NOEC0.60.620.154[34]水蕴草Egeria densa NOEC0.020.0210.077[35]注:SMCV表示种平均慢性值,GMCV表示属平均慢性值,LOEC表示最低观察效应浓度㊂Note:SMCV stands for species mean chronic value;GMCV stands for genus mean chronic value;LOEC stands for lowest observed effect concentration. . All Rights Reserved.第5期陈丽红等:典型四环素类抗生素的预测无效应浓度和风险评估339㊀表6㊀四环素和土霉素的预测无效应浓度(PNEC)值Table6㊀Predicted no effect concentration(PNEC)value of tetracycline and oxytetracycline抗生素Antibiotics 水质PNEC值/(μg㊃L-1)PNEC value of water/(μg㊃L-1)淡水沉积物PNEC值/(μg㊃kg-1)(湿质量)PNEC value of freshwater sediment/(μg㊃kg-1)(wet mass)土壤PNEC值/(μg㊃kg-1)(湿质量)PNEC value of soil/(μg㊃kg-1)(wet mass)四环素Tetracycline0.11542357土霉素Oxytetracycline 4.93 1.78ˑ104 3.16ˑ103图2㊀土霉素的慢性物种敏感度分布曲线Fig.2㊀The chronic species sensitivitydistribution curves of oxytetracycline2.3㊀四环素和土霉素土壤PNEC soil采用植物慢性毒性试验中黑麦草10d-NOEC 值5mg㊃kg-1[36]推导四环素PNEC soil值,应用评价因子100,求得PNECsoil为0.05mg㊃kg-1(湿质量)㊂该文献采用国际经济合作与发展组织(OECD)试验标准,默认有机质含量3%(Fom土壤(试验)),通过式(9),将NOEC值(5mg㊃kg-1)转化为标准土壤数据NO-EC(标准)为5.67mg㊃kg-1,得到PNEC soil为0.057mg㊃kg-1(湿质量)㊂土霉素PNECsoil值采用赤子爱蚯蚓14d-NOEC 值2.56ˑ103mg㊃kg-1[35]进行推导,应用评价因子100,得到PNECsoil为25.6mg㊃kg-1(湿质量)㊂但由于该文献试验中未报道试验土壤的有机质含量和含水率,因此本研究未对该毒性数据进行标准化处理,因此可能造成PNECsoil值偏低㊂由于本研究仅获得一项土壤生物毒性数据,故同时采用评估因子法以及平衡分配法,选择PNECsoil 较低者用于风险表征㊂采用平衡分配法求得四环素和土霉素的PNECsoil分别为68.5μg㊃kg-1(湿质量)和3.16ˑ103μg㊃kg-1(湿质量)㊂因此,四环素PNEC soil 采用评价系数法推导的57μg㊃kg-1(湿质量),土霉素采用平衡分配法推导的3.16ˑ103μg㊃kg-1(湿质量)㊂2.4㊀我国部分地区水质中四环素类抗生素的生态风险评估将我国部分地区江河和湖泊中四环素类抗生素的暴露浓度与本研究推导的土霉素PNECwater值(4.93μg㊃L-1)相比较[37](表7)㊂水质中常检出的四环素类抗生素为土霉素和四环素,由于此类抗生素具有较高的分配系数,容易吸附在悬浮物或沉积物中,在水质中检出的频率和暴露浓度较低㊂结果显示,所有区域的此类抗生素暴露浓度均未超过土霉素的PNECwater值㊂表7㊀我国部分地区水质中四环素类抗生素浓度Table7㊀The concentrations of tetracycline antibioticsin freshwater of China采样点Sampling site采样时间Sampling time四环素类抗生素/(ng㊃L-1)Tetracycline antibiotics/(ng㊃L-1)辽河Liaohe River-ND~770.5(23.79)2015-07和2015-112015-07and2015-11ND~849.7(187.1)海河Haihe River近10年Nearly10yearsND~77(55.8)黄河Yellow River2014-048.25~132.45(34.36)2014-0932.74~131.59(49.79)珠江Pearl River2015-129.80~516(129.3)2016-04ND~709.1(97)鄱阳湖Poyang Lake2014-10ND2014-12ND2015-06ND~36.22015-12ND~106.5洞庭湖Dongting Lake2015-12ND~28.01(3.96)太湖Taihu Lake2013-11ND~982(35.8)2014-05ND~4.81(1.14)巢湖Chaohu Lake2012-09ND~12.8(2.4)2013-01ND~19.7(5). All Rights Reserved.340㊀生态毒理学报第16卷2.5㊀我国部分地区淡水沉积物中四环素和土霉素的生态风险评估将本研究推导的四环素和土霉素PNECsusp与我国部分地区淡水沉积物中暴露浓度进行比较[38-41] (表8),结果显示,我国大部分地区淡水沉积物中四环素和土霉素浓度均低于PNECsusp值,四环素浓度范围最低的是辽河(ND~4.82μg㊃kg-1),最高的是海河(2.0~135μg㊃kg-1),表明我国大部分地区淡水沉积物中四环素处于可接受水平,但部分点位四环素浓度高于PNEC值,如海河的少数断面高达135μg ㊃kg-1,是PNEC susp的1.47倍,高四环素浓度可能会对底栖水生生物造成危害,值得关注㊂土霉素浓度范围最低的是长江三角洲(0.3~14.0μg㊃kg-1),最高的是辽河(2.34~652μg㊃kg-1),均低于PNEC susp,说明我国大部分地区淡水沉积物中土霉素处于可接受水平㊂2.6㊀我国部分地区土壤中四环素和土霉素的生态风险评估根据收集的四环素和土霉素土壤暴露浓度[42-59],结合推导的PNEC soil值,计算我国部分地区土壤中四环素和土霉素的RQ值,结果分别如表9和表10所示㊂由表9可知,25个区域中有5个区域的土壤RQ>1㊂RQ值从大到小依次为山东省(3.998)>四川省彭州市(3.823)>辽宁省沈阳市(3.512) >浙江省北部(1.561)>珠江三角洲(1.237)㊂9个区域(四川省彭州市㊁浙江省宁波市㊁珠江三角洲㊁江苏省徐州市㊁山东省㊁天津市㊁福建省莆田市㊁浙江省北部㊁辽宁省沈阳市)的土壤四环素最高值超过本研究提出的PNECsoil57μg㊃kg-1,这些土壤存在潜在生态风险,值得关注㊂表8㊀我国部分地区淡水沉积物中四环素和土霉素的含量Table8㊀The concentrations of tetracycline and oxytetracycline in freshwater sediments of China采样点Sampling point四环素/(μg㊃kg-1)Tetracycline/(μg㊃kg-1)数据来源Data sources土霉素/(μg㊃kg-1)Oxytetracycline/(μg㊃kg-1)数据来源Data sources长江三角洲Yangtze River Delta<LOQ~6.8[35]0.3~14.0[38]苕溪Tiaoxi0.1~55.7[36]0.7~277[39]黄河Yellow River ND~18.0[38]ND~184[40]海河Haihe River 2.0~135[38] 2.52~422[40]辽河Liaohe River ND~4.82[38] 2.34~652[40]珠江Pearl River 4.05~72.6[38]7.15~196[41]表9㊀我国部分地区土壤中四环素的含量Table9㊀The concentrations of tetracycline in soil of China序号Number土地类型Types of land调查地Place of investigation浓度范围/(μg㊃kg-1)Concentration range/(μg㊃kg-1)平均值/(μg㊃kg-1)Average value/(μg㊃kg-1)风险商值(RQ)Risk quotient(RQ)数据来源Data sources1 2 3 4 5 67 8 9 10 11 12 13 14 15菜地Vegetable field广州市城郊Guangzhou suburb ND~6.610.8490.015[42]四川省彭州市Pengzhou,Sichuan13~984262 4.596[43]浙江省宁波市Ningbo City,Zhejiang ND~37341.40.726[44]珠江三角洲Zhujiang Delta ND~24384.8 1.488[44]云南省晋宁市Jinning,Yunnan0.9~2.920.035[45]广东省广州市Guangzhou,Guangdong ND~3.97 1.130.020[46]广东省东莞市Dongguan,Guangdong ND~30.4 5.640.099[47]广东省惠州市Huizhou,Guangdong0.1~14.4 2.810.049[48]珠江三角洲Zhujiang Delta ND~74.444.10.774[49]上海市青浦区Qingpu District,Shanghai City1~1.5 1.20.021[45]江苏省南京市Nanjing,Jiangsu1~47.6 3.110.055[50]江苏省徐州市Xuzhou,Jiangsu 1.3~24927.40.481[45]山东省寿光市Shouguang,Shandong ND~55.29.20.161[51]山东省Shandong 2.11~13929.30.514[52]北京市Beijing ND~22 4.770.084[53]. All Rights Reserved.第5期陈丽红等:典型四环素类抗生素的预测无效应浓度和风险评估341㊀续表9序号Number土地类型Types of land调查地Place of investigation浓度范围/(μg㊃kg-1)Concentration range/(μg㊃kg-1)平均值/(μg㊃kg-1)Average value/(μg㊃kg-1)风险商值(RQ)Risk quotient(RQ)数据来源Data sources16 1718 19 20 21农田Farmland福建省厦门市Xiamen,Fujian ND~58.1NA-[54]福建省泉州市Quanzhou,Fujian ND~45.4NA-[54]福建省莆田市Putian,Fujian ND~19023.80.418[54]浙江省北部Northern Zhejiang ND~553107 1.877[55]辽宁省沈阳市Shenyang,Liaoning29.5~976241 4.228[56]山东省Shandong26.8~1.01ˑ103274 4.807[57]22 23园地Garden plot宁波市郊区Ningbo suburb ND~25.8 2.490.044[58]宁波市海曙区Haishu District,Ningbo City ND~25.8 2.490.044[59]24 25林地Woodland宁波市郊区Ningbo suburb ND~1.840.120.002[58]宁波市海曙区Haishu District,Ningbo City ND~2.360.1220.002[59]表10　中国部分土壤中土霉素的含量Table10㊀The concentrations of oxytetracycline in soil of China序号Number土地类型Types of land调查地Place of investigation浓度范围/(μg㊃kg-1)Concentration range/(μg㊃kg-1)平均值/(μg㊃kg-1)Average value/(μg㊃kg-1)风险商值(RQ)Risk quotient(RQ)数据来源Data sources1 2 3 4 5 67 8 9 10 11 12 13 14菜地Vegetable field四川省彭州市Pengzhou,Sichuan52~1.05ˑ1031850.058[43]云南省晋宁市Jinning,Yunnan 2.8~4712.50.004[45]广东省广州市Guangzhou,Guangdong ND~46.6 6.590.002[46]广东省东莞市Dongguan,Guangdong ND~90338.40.012[47]广东省惠州市Huizhou,Guangdong ND~6.5 1.60.001[48]珠江三角洲Zhujiang Delta ND~79.79.60.003[49]上海市青浦区Qingpu District,Shanghai City2~47.313.40.004[45]江苏省南京市Nanjing,Jiangsu 1.7~23922.80.007[45]江苏省徐州市Xuzhou,Jiangsu1~8.40ˑ1033980.126[45]山东省寿光市Shouguang,Shandong ND~76.320.30.006[51]山东省Shandong 6.06~3321070.034[52]天津市Tianjin ND~2.68ˑ103NA-[59]北京市Beijing ND~423690.022[53]广州市城郊Guangzhou suburb 2.18~33.915.90.005[42]15 16 1718 19 20 21 22农田Farmland福建省厦门市Xiamen,Fujian44.7~21946.60.015[54]福建省泉州市Quanzhou,Fujian8.3~23.112.80.004[54]福建省莆田市Putian,Fujian7.2~61334.50.011[54]福建省福州市Fuzhou,Fujian11.3~79.523.50.007[54]浙江省杭州市Hangzhou,Zhejiang ND~1.32ˑ10367.90.021[60]浙江省北部Northern Zhejiang ND~5.17ˑ1033500.111[55]上海市Shanghai 3.41ˑ103~4.24ˑ103 3.89ˑ103 1.229[61]辽宁省沈阳市Shenyang,Liaoning17.6~1.40ˑ1036090.192[56]23园地Garden plot河北省张家口市Zhangjiakou,Hebei1.45~92.213.30.004[62]. All Rights Reserved.342㊀生态毒理学报第16卷㊀㊀由表10可知,我国部分地区土壤中土霉素的含量范围介于0~8.40ˑ103μg ㊃kg -1[42-43,45-49,51-56,59-62],将本研究推导出的土霉素PNEC soil 与我国部分地区土壤暴露浓度相比较,结果显示,23个区域中有1个区域的农田土壤(上海市)的平均暴露浓度超过PNEC soil ,RQ 为1.229㊂江苏省徐州市㊁浙江省北部和上海市的最高值超过本研究提出的PNEC soil 3.16ˑ103μg ㊃kg -1,这些土壤具有潜在的生态风险,应当引起重视㊂2.7㊀不确定性分析生物毒性数据的筛选㊁不同的PNEC 值推导方法㊁沉积物和土壤中四环素和土霉素的暴露浓度变化是生态风险评估过程中产生不确定性的主要因素㊂首先,水生生物的区系分布具有很强的地域性,这不仅体现在国内外物种差异中,在我国不同流域中分布的水生生物也存在较大差异,因此受试生物的筛选是水质PNEC 推导的重点之一,本研究筛选的水生生物均为我国的本土水生生物㊂其次,有文献报道氨氮㊁镉等水质PNEC 受温度㊁pH 和溶解性有机碳(DOC)等水质参数的影响[63],因此,在筛选毒性数据时,需要进一步分析这些参数对毒性数据的影响㊂但目前尚未有文献报道水质参数对四环素和土霉素PNEC 的影响㊂此外,不同的推导方法也会影响PNEC 值㊂最后,由于四环素和土霉素在沉积物和土壤中的暴露浓度数据有限,为了更全面精确地了解四环素和土霉素的暴露情况,需要进一步搜集整理并开展全国范围沉积物和土壤中四环素和土霉素暴露浓度的数据监测㊂综上所述,本研究结果表明:(1)运用TGD 推荐的计算PNEC 方法,推导出我国水质㊁淡水沉积物及土壤中四环素的PNEC 值分别为0.115μg ㊃L -1㊁423μg ㊃kg -1(湿质量)和57μg㊃kg -1(湿质量);土霉素的PNEC 值分别为4.93μg ㊃L -1㊁1.78ˑ104μg ㊃kg -1(湿质量)和3.16ˑ103μg ㊃kg -1(湿质量)㊂(2)应用获得的四环素㊁土霉素PNEC 值对我国部分地区水质㊁淡水沉积物和土壤进行暴露生态风险评价,结果表明水质无暴露风险,处于可接受水平,沉积物风险区域主要集中在海河,土壤风险区域主要集中在山东省㊁四川省彭州市㊁辽宁省沈阳市㊁浙江省北部㊁珠江三角洲㊁浙江省宁波市㊁江苏省徐州市㊁天津市㊁福建省莆田市和上海市,部分区域点位存在潜在的生态风险㊂通讯作者简介:曹莹(1983 ),女,硕士,高级工程师,主要研究方向为生态毒理学㊂参考文献(References ):[1]㊀Sarmah A K,Meyer M T,Boxall A B A.A global per -spective on the use,sales,exposure pathways,occurrence,fate and effects of veterinary antibiotics (V As)in the envi -ronment [J].Chemosphere,2006,65(5):725-759[2]㊀王瑞,魏源送.畜禽粪便中残留四环素类抗生素和重金属的污染特征及其控制[J].农业环境科学学报,2013,32(9):1705-1719Wang R,Wei Y S.Pollution and control of tetracyclines and heavy metals residues in animal manure [J].Journal of Agro -Environment Science,2013,32(9):1705-1719(in Chinese)[3]㊀Tang S S,Apisarnthanarak A,Hsu L Y.Mechanisms of β-lactam antimicrobial resistance and epidemiology of major community -and healthcare -associated multi -drug -resistant bacteria [J].Advanced Drug Delivery Reviews,2014,78(30):3-13[4]㊀Trov óA G,Pupo Nogueira R F,Ag üera A,et al.Degra -dation of the antibiotic amoxicillin by photo -Fenton process Chemical and toxicological assessment [J].Wa -ter Research,2011,45(3):1394-1402[5]㊀Gothwal R,Shashidhar T.Antibiotic pollution in the envi -ronment:A review [J].Clean Soil,Air,Water,2015,43(4):479-489[6]㊀曾巧云,丁丹,檀笑.中国农业土壤中四环素类抗生素污染现状及来源研究进展[J].生态环境学报,2018,27(9):1774-1782Zeng Q Y,Ding D,Tan X.Pollution status and sources of tetracycline antibiotics in agricultural soil in China:A re -view [J].Ecology and Environmental Sciences,2018,27(9):1774-1782(in Chinese)[7]㊀Andreu V,Vazquez -Roig P,Blasco C,et al.Determinationof tetracycline residues in soil by pressurized liquid ex -traction and liquid chromatography tandem mass spec -trometry [J ].Analytical and Bioanalytical Chemistry,2009,394(5):1329-1339[8]㊀Jacobsen A M,Halling -S ørensen B.Multi -component a -nalysis of tetracyclines,sulfonamides and tylosin in swine manure by liquid chromatography -tandem mass spectrom -etry [J].Analytical and Bioanalytical Chemistry,2006,384(5):1164-1174[9]㊀Chitescu C L,Oosterink E,Jong J D,et al.Ultrasonic oraccelerated solvent extraction followed by U -HPLC -high. All Rights Reserved.第5期陈丽红等:典型四环素类抗生素的预测无效应浓度和风险评估343㊀mass accuracy MS for screening of pharmaceuticals andfungicides in soil and plant samples[J].Talanta,2012,88:653-662[10]㊀European Communities.Technical guidance document onrisk assessment[R].Ispra,Italy:Institute for Health andConsumer Protection,European Communities,2003 [11]㊀Lepper P.Manual of the methodological framework usedto derive quality standards for priority substances of thewater framework directive[R].Munich,Germany:Fraun-hofer-Institute Molecular Biology and Applied Ecology,2004[12]㊀杨灿.典型抗生素对水生生物的毒性效应及生态风险阈值研究[D].上海:华东理工大学,2019:67-70Yang C.The toxicity and ecological risk threshold of typi-cal antibiotics on aquatic organisms[D].Shanghai:EastChina University of Science and Technology,2019:67-70(in Chinese)[13]㊀杜雪.南昌市四种典型地表水体抗生素污染特征与生态风险评估[D].南昌:南昌大学,2015:26-27Du X.Contamination characteristics and risks assessmentof antibiotics in four typical surface waters in Nanchang[D].Nanchang:Nanchang University,2015:26-27(inChinese)[14]㊀秦延文,张雷,时瑶,等.大辽河表层水体典型抗生素污染特征与生态风险评价[J].环境科学研究,2015,28(3):361-368Qin Y W,Zhang L,Shi Y,et al.Contamination character-istics and ecological risk assessment of typical antibioticsin surface water of the Daliao River,China[J].Researchof Environmental Sciences,2015,28(3):361-368(in Chi-nese)[15]㊀United States Environmental Protection Agency(USEPA).Draft update of ambient water quality criteria forlead[R].Washington DC:Office of Science and Technol-ogy,1984[16]㊀United States Environmental Protection Agency(USEPA).Recalculation of state toxic criteria[R].WashingtonDC:Office of Water Regulations and Standards,US EPA,1982[17]㊀van Vlaardingen P L A,Traas T P,Wintersen A M,et al.A program to calculate hazardous concentrations and frac-tion affected,based on normally distributed toxicity data.ETX2.0.[R].Bilthoven,BA:National Institute for PublicHealth and the Environment,2004[18]㊀Choi J,Valentine R L.Formation of N-nitrosodimethyl-amine(NDMA)from reaction of monochloramine:A newdisinfection by-product[J].Water Research,2002,36(4):817-824[19]㊀李霁,周俊丽,曹莹,等.荧蒽的淡水沉积物预测无效应浓度推导及生态风险评价[J].环境化学,2015,34(4):664-670Li J,Zhou J L,Cao Y,et al.Derivation of predicted noeffect concentration and ecological risk assessment of flu-oranthene in freshwater sediment[J].EnvironmentalChemistry,2015,34(4):664-670(in Chinese)[20]㊀European Commission(EC).Technical guidance docu-ment(TGD)on risk assessment in support of CommissionDirective93/67/EEC on risk assessment for new notifiedsubstances and Commission Regulation(EC)No1488/94on risk assessment for existing substances and Directive98/8/EC of the European parliament and of the councilconcerning the placing of biocidal products on the market,PartⅡ,technical report[R].Brussels:European Commis-sion,2003[21]㊀方媛瑗,丁惠君.抗生素的生态毒性效应研究进展[J].环境科学与技术,2018,41(5):102-110Fang Y Y,Ding H J.Advance in ecological toxicity of an-tibiotics[J].Environmental Science&Technology,2018,41(5):102-110(in Chinese)[22]㊀白琦锋.几种新生污染物对嗜热四膜虫的分子生态毒性研究[D].上海:上海交通大学,2011:36-40Bai Q F.The molecular ecotoxicity of emerging pollutantson Tetrahymena thermophile[D].Shanghai:ShanghaiJiaotong University,2011:36-40(in Chinese)[23]㊀赵也,张辰笈,丁霜,等.四环素和盐酸四环素对3种纤毛虫急性毒性效应的比较研究[J].环境污染与防治,2017,39(7):717-720Zhao Y,Zhang C J,Ding S,et parative study onacute toxicity of tetracycline and tetracycline hydrochlo-ride to three ciliates[J].Environmental Pollution&Con-trol,2017,39(7):717-720(in Chinese)[24]㊀陈琼,张瑾,李小猛,等.几种抗生素对蛋白核小球藻的时间毒性微板分析法[J].生态毒理学报,2015,10(2):190-197Chen Q,Zhang J,Li X M,et al.Time-dependent micro-plate toxicity analysis(T-MTA)of several antibiotics toChlorella pyrenoidosa[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015,10(2):190-197(in Chinese)[25]㊀Refstie S,Bakke-Mckellep A M,Penn M H,et al.Capaci-ty for digestive hydrolysis and amino acid absorption inAtlantic salmon(Salmo salar)fed diets with soybean mealor inulin with or without addition of antibiotics[J].Aqua-. All Rights Reserved.。

基于本土物种的3种典型化合物急性生态效应阈值研究雷炳莉;许洁;孙延枫;于志强;王艺陪;曾祥英【摘要】预测无效应浓度(PNEC)是进行风险污染物水生态安全管理的重要依据.本研究进行了3种典型化合物五氯酚、硝基苯和氯化镉对10种我国不同营养级水生生物的24 h、48 h和96 h的急性毒性测试,根据实验结果计算了相应的急性PNEC,同时与根据美国环境保护局毒性数据库里的毒性数据计算获得的急性PNEC 值,以及综合本实验结果与毒性数据库里的数据计算得到的急性PNEC值进行对比,发现通过3种数据来源获得的急性PNEC值中,硝基苯的PNEC值差异较大,由本次实验结果获得的急性PNEC值最小;其他2种化合物差异较小.这可能是由于本次实验所选的本土生物中华田螺和麦穗鱼对硝基苯比较敏感,并且数据库中硝基苯的急性致死数据较少、毒性值较大且变化范围较窄,而其他2种化合物数据量较为丰富,变化范围较宽,包括了较敏感物种的毒性数据.这表明为给我国水生生物提供一个安全可靠的保护,对于数据量较为丰富并且毒性值变化较宽的化合物(如五氯酚和氯化镉)可以直接根据数据库里的毒性数据进行PNEC值的计算;而对于毒性数据量较少、毒性值偏大且变化较窄的化合物(如硝基苯)需要进行本土敏感物种的毒性测试.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2015(010)001【总页数】12页(P139-150)【关键词】硝基苯;五氯酚;氯化镉;本土物种;急性毒性;急性生态效应阈值;PNEC【作者】雷炳莉;许洁;孙延枫;于志强;王艺陪;曾祥英【作者单位】上海大学环境与化学工程学院环境污染与健康研究所,上海200444;上海大学环境与化学工程学院环境污染与健康研究所,上海200444;上海大学环境与化学工程学院环境污染与健康研究所,上海200444;中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室,广州510640;上海大学环境与化学工程学院环境污染与健康研究所,上海200444;中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室,广州510640【正文语种】中文【中图分类】X171.5长期以来我国针对有毒物质的生态风险评价研究大多跟随发达国家的做法。

水土环境农药污染物生态风险评价软件平台（BITSSD）V1.0说明书何 伟1,2，徐福留 11中国地质大学（北京）水资源与环境学院2北京大学城市与环境学院目录1. 软件概览 (1)2. 开发环境 (2)3. 主要界面介绍 (3)3.1 单步运行界面 (3)3.1.1 “数据输入、模型设置&内置数据库”模块 (3)3.1.2 “五种SSD模型概览”模块 (6)3.1.3 “特定SSD模型主要输出结果”模块 (6)3.1.4 主要输出数据 (7)3.1.5 导航栏模块 (8)3.2 批运行界面 (9)3.2.1 “数据输入、输出&模型设置”模块 (9)3.2.2 “批运行表格&计算”模块 (10)3.2.3主要输出数据 (10)3.2.4 导航栏模块 (11)3.3 水土环境农药SSD模型库 (13)4. 操作方法 (13)4.1 软件安装 (13)4.1.1 exe版本 (14)4.1.2 pcode版本 (14)4.1.3 其他注意事项 (15)4.2 单步运行 (15)4.2.1 构建一种农药的Log Normal SSD模型 (15)4.2.2 获得一种农药的最佳SSD模型 (17)4.2.3 利用模型数据库中农药SSD模型库计算农药生态风险 (17)4.3 批运行 (18)4.3.1 从ECOTOX下载数据中提取毒性数据并按物种归类 (18)4.3.2 单次录入批运行表格 (19)4.3.3 批量导入批运行表格 (20)11. 软件概览水土环境农药污染物生态风险评价软件平台（简称BITSSD ）是一款基于水土环境中农药的物种敏感性分布曲线（SSD ）进行生态风险评价的软件。

该软件基于MATLAB GUI 开发，采用了不用于BMC-SSD 软件的技术路线开发。

软件通过随机初始值+非线性拟合的方式获得参数的先验分布相关参数；而后，利用马可夫链蒙托卡罗模拟（MCMC ）的方式，采用三条链获取参数后验分布的；最后利用后验分布参数对SSD 模型参数的不确定性、SSD 模型曲线的不确定性、SSD 相关推导值的不确定性（如危害阈值HCx 、潜在影响比例，即风险值PAF 等）进行估计，从而科学评估水土环境农药的生态风险（图1和图2）。

甲氧氯的水质基准、沉积物质量基准及生态风险评价杨虎成;肖宇煌;莫春雷;高杰;蔡爱民;张泽涛;常亮;易春瑶【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2024(36)2【摘要】甲氧氯(methoxychlor,MXC)作为一种有机氯杀虫剂,由于在农业生产中的广泛应用,使其在水环境和沉积物中的检出频率均较高,并且对各种水生物种均具有毒性作用。

因此,制定中国MXC水质基准(water quality criteria,WQC)和沉积物质量基准(sediment quality criteria,SQC),并开展生态风险评估,对保护中国水生生物至关重要。

基于收集和筛选的17种水生生物的急性毒性数据和10种水生生物的慢性毒性数据。

选取物种敏感性分布(species sensitivity distribution,SSD)模型的最佳拟合对WQC进行推导,MXC对水生生物的短期水质基准(SWQC)和长期水质基准(LWQC)分别为0.75和0.11μg/L。

通过相平衡分配法,在WQC的基础上进一步推导出SQC,沉积物质量基准高值(SQC-H)和沉积物质量基准低值(SQC-L)分别为0.73和0.11 mg/kg。

此外,通过收集中国地表水和沉积物中的MXC暴露浓度数据,利用风险商值法(risk quotients,RQ)进行生态风险评价,结果表明我国部分区域的地表水和沉积物存在一定的生态风险。

本文的结果将为中国水生生物保护和降低MXC生态风险提供有价值的参考。

【总页数】9页(P443-451)【作者】杨虎成;肖宇煌;莫春雷;高杰;蔡爱民;张泽涛;常亮;易春瑶【作者单位】资源与生态环境地质湖北省重点实验室(湖北省地质局);湖北省地质环境总站【正文语种】中文【中图分类】R11【相关文献】1.太湖和辽河沉积物重金属质量基准及生态风险评估2.三氯生的水质基准推导及其对渤海湾近岸海域的生态风险3.根据SSD推导PFOS沉积物质量基准及其在生态风险评估中的应用4.鄱阳湖沉积物重金属质量基准研究及其生态风险评估5.沉积物质量基准在生态风险评价方面的应用因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。