王瑩，穆景利，王菊英

國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心 國家海洋局近岸海域生態(tài)環(huán)境重點實驗室，大連116023

我國硝基苯的海水水質(zhì)基準及生態(tài)風險評估研究

王瑩，穆景利，王菊英*

國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心 國家海洋局近岸海域生態(tài)環(huán)境重點實驗室，大連116023

以一種重要的化工原料硝基苯為研究對象，通過收集、篩選我國本土物種的硝基苯海水生物毒性數(shù)據(jù)，同時針對我國海區(qū)生物特點補充8種典型海洋受試生物的毒理學實驗，應(yīng)用物種敏感度分布(SSD)方法推導了用于保護水生生物的我國硝基苯海水水質(zhì)基準值。在此基礎(chǔ)上，嘗試應(yīng)用2種概率生態(tài)風險評估方法初步評估了硝基苯在我國東海椒江口水體中的生態(tài)風險。研究結(jié)果表明，用于保護我國海水生物的硝基苯水質(zhì)基準高值為1.42 mg·L-1，低值為0.037 mg·L-1，與應(yīng)用SSD方法推導的硝基苯淡水水質(zhì)基準差異不大。商值概率分布法和聯(lián)合概率曲線法的風險表征結(jié)果表明，硝基苯對椒江口中的水生生物存在潛在的生態(tài)風險，需要管理部門采取一定的風險管控措施。研究結(jié)果有望為我國水質(zhì)基準、生態(tài)風險研究及硝基苯的海水水質(zhì)標準制定提供參考。

硝基苯；海水水質(zhì)基準；物種敏感性分布；生態(tài)風險

海水水質(zhì)基準是制定海水水質(zhì)標準的基礎(chǔ)和科學依據(jù)，是評價海水水質(zhì)、應(yīng)對海洋突發(fā)性事件和監(jiān)管陸源排污等海洋環(huán)境保護和海洋管理工作的基石[1]。水質(zhì)基準根據(jù)其表達方式不同可分為數(shù)值型、描述型和使用型[2]。數(shù)值型水質(zhì)基準是設(shè)定環(huán)境水質(zhì)目標的基礎(chǔ)，美國、加拿大、澳大利亞等發(fā)達國家開展了大量的研究，建立了相應(yīng)的水質(zhì)基準方法學體系[2-4]。各研究機構(gòu)制定的不同數(shù)值型基準在表述和推導方法上具有一定的差異性，不同的推導方法對基礎(chǔ)毒理學數(shù)據(jù)也有不同的要求，但其共同點是所制定的數(shù)值均以保護水生生物和人體健康不受污染物負面影響的濃度值為基礎(chǔ)，具有很強的科學性。

目前，我國陸源排污引發(fā)的環(huán)境污染問題日益加劇，亟待開展海洋環(huán)境污染物的生態(tài)風險評價和海水水質(zhì)管理工作。傳統(tǒng)的生態(tài)風險評估(ERA)表征方法為商值法，通過比較環(huán)境暴露濃度和生態(tài)風險閾值來表征生態(tài)風險大小，商值法是目前國際上應(yīng)用最為廣泛的確定性風險評估方法[5]，是一種“點估計”方法。概率生態(tài)風險評估(PERA)可以將風險評價結(jié)論以連續(xù)分布曲線的形式得出，綜合考慮暴露濃度和效應(yīng)濃度的變異性和不確定性，對污染的生態(tài)風險做出整體評價[6]。PERA可以定量描述產(chǎn)生生態(tài)風險的概率大小，是一種更為透明、實用的、非保守的估計風險的方法。其中，聯(lián)合概率曲線法及概率風險商等PERA方法目前已逐步應(yīng)用于地表水、河口、海水等生態(tài)系統(tǒng)的污染物生態(tài)風險評估工作中[7-10]。

硝基苯(CAS編號：98-95-3)是一種重要的化工原料，主要用于苯胺染料的合成。研究表明，硝基苯對動物的多種組織(腎臟、肝臟、甲狀腺等)具有致癌潛力[11]，是一種人類可疑致癌物[12]，對海洋水生生物具有急性毒性作用[13]。海洋環(huán)境中的硝基苯主要源自苯胺染料等化工廠的污水排放，隨著沿海地區(qū)經(jīng)濟的迅猛發(fā)展，此類污水排入鄰近海域也隨之增加。研究表明，我國東海近海區(qū)域水體已受到不同程度的硝基苯污染[14-15]，硝基苯對水生生物存在潛在的生態(tài)風險的同時也可能影響人體健康。本研究通過收集、篩選我國本土物種的硝基苯水生生物毒性數(shù)據(jù)，并針對我國海區(qū)生物特點補充部分毒理學實驗，應(yīng)用物種敏感度分布(SSD)方法推導出硝基苯的保護水生生物的我國海水水質(zhì)基準值。在此基礎(chǔ)上，嘗試應(yīng)用聯(lián)合概率曲線法和概率風險商方法，以椒江口為目標研究區(qū)域，評估硝基苯的生態(tài)風險。研究結(jié)果可以為我國海水水質(zhì)基準工作的開展和污染物的生態(tài)風險評估提供參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 毒理學數(shù)據(jù)的收集和篩選

毒性數(shù)據(jù)主要來源于美國環(huán)境保護局(US EPA)的ECOTOX數(shù)據(jù)庫[16]，同時還包括國內(nèi)外公開發(fā)表的研究成果，另外根據(jù)我國生物區(qū)系特點，結(jié)合實驗室研究結(jié)果進行毒性數(shù)據(jù)的收集和篩選。數(shù)據(jù)質(zhì)量通過Klimisch方法進行評估和排序，毒性數(shù)據(jù)需滿足Klimisch等[17]所規(guī)定的第1類無任何限制的可靠數(shù)據(jù)和第2類限制性可靠數(shù)據(jù)的要求。在推導我國海水水質(zhì)基準時應(yīng)優(yōu)先使用海水生物的慢性毒性數(shù)據(jù)，如果數(shù)據(jù)不能滿足定值方法要求時，可引入淡水生物的慢性毒性值作為補充。同時，為保證所建立的海水水質(zhì)基準符合我國海洋生物區(qū)系特征，用于推導我國海水水質(zhì)基準的生物毒性數(shù)據(jù)要求皆由棲息、分布或較大范圍養(yǎng)殖于我國境內(nèi)的水生生物的毒性實驗所得[1]。實驗研究中選擇了我國近岸海域廣泛分布的不同營養(yǎng)級的典型海洋物種，包括：緣管滸苔(Enteromorpha linza)、中肋骨條藻(Skeletonema costatum)、新月菱形藻(Nitzschia closterium)、黑褐新糠蝦(Neomysis awatschensis)、河蜾蠃蜚(Corophium acherusicum)、乳色阿匍鰕虎魚(Acanthogobius lactipes)、青鳉(Oryzias melastigma)以及蝦夷馬糞海膽(Strongylocentyotus internedius)等水生生物，并對其開展了急慢性毒性效應(yīng)測試，獲取了相應(yīng)的毒性值，試驗方法參考廣為認可的標準測試方法[8]。

1.2 毒性數(shù)據(jù)的處理

定義急性實驗為暴露周期不大于4 d的實驗，并且結(jié)果以半數(shù)致死濃度(LC50)或半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)的形式表征；定義慢性實驗為暴露周期大于4 d的實驗，結(jié)果以無觀察效應(yīng)濃度(NOEC)的形式表征。但對于藻類、細菌和原生動物，慢性的NOEC測試時間可小于4 d，暴露周期為3～4 d即可定義為慢性實驗。用于統(tǒng)計模型推導的毒性數(shù)據(jù)應(yīng)至少包括藻類、甲殼類和魚類的8組不同生物的毒性數(shù)據(jù)。此外，毒性數(shù)據(jù)的篩選還應(yīng)該遵循以下原則[18]：

(1) 針對同一種受試生物的同一生命階段的相同毒理學終點的多組毒性值，首先剔除異常值，然后采用這些數(shù)據(jù)的幾何均值作為該生物的毒性值。

(2) 針對同一受試生物的不同生命階段相同的毒理學終點的多組急性毒性值，采用該物種敏感階段時期的毒性值，其余情況應(yīng)遵循第一條原則。

(3) 針對同一種受試生物不同的毒理學終點多組毒性值，取這些毒性的最低值。此外，當同一受試生物的毒性由于實驗方式不同而不同時，毒性數(shù)據(jù)采用的優(yōu)先順序為：流動式>更新式>靜態(tài)式。

1.3 海水水質(zhì)基準推導方法

本研究以保護我國海水生物安全為目標，基于水生生物的急性毒性值，推導得出保護水生生物免受高濃度污染物短期作用的不利影響的海水水質(zhì)基準高值(high seawater quality criterion, HSWC)；基于水生生物的慢性毒性值，推導得出避免低濃度污染物長期作用對水生生物產(chǎn)生的不利影響及其可能的“次生”毒性作用海水水質(zhì)基準低值(low seawater quality criterion, LSWC)[1]。采用log-normal、log-logisitic和Burr III這3種不同擬合分布函數(shù)來構(gòu)建硝基苯的SSD曲線，計算保護95%的水生生物物種的有害濃度(HC5)，使用Kolmogorov-Smirnov進行統(tǒng)計檢驗，統(tǒng)計參數(shù)顯著性水平取0.05用來考察擬合效果，選取最優(yōu)模型推導海水水質(zhì)基準值。綜合考慮毒性數(shù)據(jù)的質(zhì)量、物種代表性和模型擬合程度等因素，在HC5的基礎(chǔ)上引入了評價因子(AF)。即：

本研究中，AF的取值為1～5。目前還沒有有效的方法來定量這些不確定性，對不確定性進行分析有基于概率理論的方法、區(qū)間分析和基于模糊理論的方法等[19]。

1.4 監(jiān)測數(shù)據(jù)的評估、篩選和收集

獲取的監(jiān)測數(shù)據(jù)必須依據(jù)下面的標準評估其有效性和代表性。(1)收集具有質(zhì)量保證的監(jiān)測數(shù)據(jù)，采樣技術(shù)、樣品儲存以及分析前樣品準備必須考慮污染物的物理化學特性，且需考慮采樣個數(shù)、采樣頻率以及具體的采樣點，應(yīng)滿足采取的樣品可以代表選取的位點的濃度；(2)污染物的分析方法為國際上(如OECD)可以接受的測試方法或國家標準/行業(yè)標準等標準化的分析測試方法；(3)收集污染物的溶解態(tài)濃度數(shù)據(jù)，在水體中的濃度單位為mg·L-1。

根據(jù)以上篩選原則，收集硝基苯的水體數(shù)據(jù)，然后應(yīng)用SPSS 13.0進行統(tǒng)計分析，獲得均值、上中下四分位數(shù)。離群值可使用下面的統(tǒng)計學方法判斷，即：

log(Xi) > log(p75) + K(log(p75) - log(p25))

其中，>Xi的濃度認為是離群值，需要被剔除；pi是統(tǒng)計的第i百分點(第50百分位數(shù)為中位數(shù))；K是比例因子，一般的程序包中K取1.5，此因子可以調(diào)整。

1.5 PERA風險表征方法

本研究分別采用商值概率分布法和聯(lián)合概率曲線法來表征水體中硝基苯對海洋水生生物的風險。商值概率分布法將暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)的概率分別代替了商值中的“點估計”，得到商值的概率密度分布曲線或累積概率分布曲線。風險表述為暴露濃度超過效應(yīng)濃度的概率或超過任何固定商值的概率，具有非常確切的概率意義。聯(lián)合概率曲線法可明確反映污染物的風險大小，由聯(lián)合概率曲線和橫坐標之間的面積定量，可選擇性評估受影響物種百分數(shù)。本研究中，硝基苯暴露濃度數(shù)據(jù)先經(jīng)對數(shù)轉(zhuǎn)化，然后采用Shapiro-Wilk檢驗其正態(tài)分布情況。聯(lián)合概率曲線法通過估計暴露分布和毒性分布2個log-normal曲線的面積重疊程度來計算相應(yīng)的生態(tài)風險(δ)[7]。硝基苯的聯(lián)合概率曲線和δ值由荷蘭國立公共健康和環(huán)境研究所研發(fā)的ETXTM2.0軟件繪制和計算。商值概率分布法主要通過Crystal Ball 11.1軟件擬合實現(xiàn)。采用在95%置信度下，Monte Carlo(1 000次隨機抽樣)模擬暴露濃度分布和毒性數(shù)據(jù)分布，并預測商值概率分布。

2 結(jié)果(Results)

2.1 硝基苯毒性數(shù)據(jù)

根據(jù)1.1的篩選方法和1.2的毒性數(shù)據(jù)處理方法，針對硝基苯對水生生物的急、慢性毒性數(shù)據(jù)分別進行了收集，共篩選出：6大門類12種海水生物的急性毒性數(shù)據(jù)(表1)；5大門類8種海水生物的慢性毒性數(shù)據(jù)(表2)。應(yīng)用表1和表2的毒性數(shù)據(jù)進行海水水質(zhì)基準求算。

表1 硝基苯對我國海水生物的急性毒性數(shù)據(jù)(單位：mg·L-1)

注：LC50/EC50為半數(shù)致死濃度/半數(shù)效應(yīng)濃度。

Note: LC50/EC50means median lethal concentration/median effect concentration.

表2 硝基苯對我國海水生物的慢性毒性數(shù)據(jù)(單位：mg·L-1)

注：NOEC為無可觀察效應(yīng)濃度。

Note: NOEC means no observed effect level.

2.2 硝基苯海水水質(zhì)基準的確定

表3給出了log-normal、log-logisitic和Burr III這3種分布函數(shù)對硝基苯急、慢性毒性數(shù)據(jù)進行擬合的K-S檢驗結(jié)果，根據(jù)擬合優(yōu)度檢驗得到的檢驗統(tǒng)計量來選擇最佳擬合分布。表3還給出了硝基苯的HC5值。研究結(jié)果顯示，急性毒性數(shù)據(jù)不符合Bur III分布(P< 0.05)，但符合log-logistic和log-normal分布，最優(yōu)模型為log-logistic模型(檢驗統(tǒng)計量最小，為0.14913)。慢性毒性數(shù)據(jù)的最優(yōu)模型為Bur III模型(檢驗統(tǒng)計量最小，為0.12319)。因此，根據(jù)最優(yōu)擬合分布模型的計算結(jié)果推導得到硝基苯的急、慢性HC5分別為4.27 mg·L-1和0.11 mg·L-1。鑒于毒性數(shù)據(jù)的代表性、數(shù)據(jù)量和SSD擬合情況等，評價因子選擇3，由此計算出硝基苯的HSWC和LSWC為1.42和0.037 mg·L-1。

由上可見，應(yīng)用SSD方法推導得到保護我國海水生物的硝基苯海水水質(zhì)基準高值HSWC為1.42 mg·L-1，低值LSWC為0.037 mg·L-1。

2.3 不同水生生物物種毒理學指標的敏感性

圖1給出了硝基苯對不同水生生物的SSD曲線，從SSD曲線的斜率可以看出，硝基苯的物種敏感性分布范圍較寬。根據(jù)硝基苯的慢性毒性研究結(jié)果，硅藻門的新月菱形藻(Nitzschia closterium)和中肋骨條藻(Skeletonema costatum)對硝基苯最為敏感，NOEC分別為0.1 mg·L-1和0.32 mg·L-1。棘皮動物門的海膽(Lytechinus variegates)對硝基苯也較為敏感，NOEC為1.3 mg·L-1。相比之下，綠藻和魚類對硝基苯的敏感程度處于中等水平，節(jié)肢動物門對硝基苯的敏感性變異程度相對較大。

表3 硝基苯的毒性數(shù)據(jù)的不同擬合分布函數(shù)的K-S檢驗結(jié)果(α= 0.05)及HC5值

注：p為概率，HC5為保護95%的水生生物物種的有害濃度。

Note: p means probability and HC5means hazardous concentration for 5% species.

圖1 硝基苯的物種敏感度分布(SSD)曲線Fig. 1 Species sensitivity distribution curves for nitrobenzene

2.4 概率生態(tài)風險評估

經(jīng)文獻調(diào)研，硝基苯的海洋環(huán)境監(jiān)測數(shù)據(jù)十分欠缺，目前僅有江錦花等[14]報道了我國東海椒江口海水中的硝基苯污染狀況。圖2給出了我國椒江口海水中硝基苯經(jīng)log對數(shù)轉(zhuǎn)化后的暴露濃度分布，應(yīng)用SPSS進行統(tǒng)計分析，S-W檢驗結(jié)果表明暴露濃度服從正態(tài)分布統(tǒng)計分析。海水中硝基苯的含量范圍為0.046～0.268 mg·L-1，算數(shù)均值為0.125 mg·L-1。 在95%置信度下，采用Monte Carlo擬合硝基苯的暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)，得到椒江口海水中的硝基苯商值概率分布(圖3)。由于化學物質(zhì)間的相互作用和在水環(huán)境中的累積效應(yīng)，研究者提出風險商HQ大于0.3時對生態(tài)系統(tǒng)存在潛在的生態(tài)風險[21]。從圖3(b)可以看出，椒江口海水中硝基苯對水生生物的商值超過0.3的概率為12%，表明椒江口水體中硝基苯對水生生物存在潛在的生態(tài)風險。

圖2 硝基苯在椒江口海水中的濃度分布Fig. 2 Concentration distribution for nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary

圖4為椒江口海水中硝基苯對水生生物的聯(lián)合概率曲線。一般來講，取5%作為可接受的風險閾值[7]。聯(lián)合概率曲線方法可以明確反映污染物的風險大小，其位置越靠近坐標軸風險越小[9]。硝基苯對椒江口5%水生生物產(chǎn)生影響的概率6.13%，表明存在潛在生態(tài)風險。

3 討論(Discussion)

3.1 我國海水生物毒性數(shù)據(jù)的重要性分析

目前，硝基苯的水生毒理學研究多集中于淡水生物，其海水生物毒性數(shù)據(jù)相對匱乏。因此，本研究選取了8種我國本土海水生物開展毒理學實驗，以彌補文獻中現(xiàn)有的硝基苯急慢性毒性數(shù)據(jù)的不足，所采用的8個物種的毒性數(shù)據(jù)鮮有文獻報道。硝基苯對不同水生生物的敏感性差異可能因其不同的毒理學作用機制(MOA)，生活史，生理響應(yīng)等因素造成[22]。從不同物種的敏感性結(jié)果來看，本研究開展的我國海區(qū)特征生物新月菱形藻(Nitzschia closterium)、中肋骨條藻(Skeletonema costatum)、青鳉(Oryzias melastigma)和馬糞海膽(Leuciscus idus)對硝基苯的敏感程度相對較高，NOEC范圍為0.3～2.5 mg·L-1。其中，新月菱形藻和中肋骨條藻均為赤潮藻，為近海優(yōu)勢藻種，在我國各海區(qū)的沿岸廣泛分布。青鳉且對雌二醇和雌激素酮等內(nèi)分泌干擾物具有較強的敏感性，廣泛應(yīng)用于生態(tài)毒理學研究，在中國、朝鮮、日本及印度等海域均普遍存在[23]。由此可見，在推導適用于我國海區(qū)的海水水質(zhì)基準值時，需充分考慮我國海區(qū)生物特征，這對于海水水質(zhì)基準的科學定值是十分重要的。

圖3 椒江口海水中硝基苯對水生生物的商值概率分布(a)和商值累積概率分布(b)Fig. 3 Hazard quotient probability distribution (a) and cumulative probability distribution (b) for nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary to aquatic organisms

圖4 椒江口海水中硝基苯對水生生物的聯(lián)合概率曲線Fig. 4 Joint probability curve for nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary to aquatic organisms

3.2 與我國淡水水質(zhì)基準值比較

從表4可以看出，基于我國水生生物物種推導得到的硝基苯淡水水質(zhì)基準值與海水水質(zhì)基準值存在一定的差異。通過毒性百分數(shù)排序法得出的硝基苯淡水水質(zhì)基準值相對較低[24]，這是由于在毒性百分數(shù)排序法中只采用累積概率不大于0.05的4個最敏感的毒性數(shù)據(jù)進行l(wèi)og-triangular分布模型的擬合。而物種敏感度分布法在進行基準定值時考慮了全部毒性數(shù)據(jù)。因此，為降低推導結(jié)果的不確定性，建議采用物種敏感性分布法作為推導水質(zhì)基準的首選方法。總體來看，在應(yīng)用物種敏感度方法時，本研究推導的硝基苯海水水質(zhì)基準與文獻報道的硝基苯淡水水質(zhì)基準差異不大，幾乎在一個數(shù)量級，具有很好的可比性[24-25]。然而，即使采用相同的推導方法，基準值也存在一定的差異。如毒性百分數(shù)排序法推導的硝基苯淡水慢性基準，二者相差近百倍，這主要是由于推導水質(zhì)基準所采信的毒性數(shù)據(jù)和物種組成差異較大。

3.3 我國近海硝基苯的生態(tài)風險

硝基苯作為重要的化工原料和反應(yīng)中間體廣泛用于醫(yī)藥、農(nóng)藥、染料、造紙、紡織等領(lǐng)域[26]。早在1986年，硝基苯就被列入美國環(huán)保局優(yōu)先控制污染物名單[27]。1989年，我國環(huán)保局將硝基苯列入我國“水中優(yōu)先控制污染物”的黑名單，中石油吉林石化公司曾在2005年造成重大的松花江污染事件。由于硝基苯在工業(yè)和生活中用途廣泛，硝基苯通過人類生產(chǎn)活動進入到環(huán)境中，國內(nèi)外學者對淡水環(huán)境中硝基苯的生物效應(yīng)、濃度分布、水質(zhì)基準等有了一定的研究[28-29]。但是，硝基苯的海洋環(huán)境污染并沒有引起足夠的重視，有關(guān)硝基苯的海洋環(huán)境濃度分布及產(chǎn)生的海洋環(huán)境效應(yīng)等研究相對薄弱，限制了硝基苯的生態(tài)風險評價和風險管理。

從本研究的結(jié)果來看，我國東海椒江口海水中的硝基苯污染對水生生物尤其是對新月菱形藻等敏感性存在潛在的生態(tài)風險。我國沿海分布大量的化工園區(qū)，化工企業(yè)的硝基苯排放直接影響到我國近岸海域環(huán)境質(zhì)量。因此，建議海洋環(huán)境管理部門和研究機構(gòu)增加對硝基苯的關(guān)注度，未來的研究重點應(yīng)包括：采用具我國海區(qū)特征的水生生物開展硝基苯的海洋生態(tài)毒理學研究；完善硝基苯的水質(zhì)基準研究并制定相應(yīng)的海水水質(zhì)標準；對近岸海域硝基苯的污染現(xiàn)狀開展調(diào)查，并且重點關(guān)注近海沿岸區(qū)域的硝基苯化工企業(yè)的排污狀況；開展硝基苯的生態(tài)風險評估及風險控制等工作，為硝基苯的污染控制提供科學依據(jù)，從而促進近岸區(qū)域的可持續(xù)發(fā)展。

表4 保護水生生物的硝基苯水質(zhì)基準(單位：mg·L-1)

3.4 生態(tài)風險不確定性分析

生態(tài)風險的不確定性分析使得風險評價工作相對完善。硝基苯在我國椒江口的概率生態(tài)風險評估的不確定性來源主要來源于效應(yīng)分析(占到91.4%)(圖5)。(1) 在計算過程中毒性數(shù)據(jù)的多寡及定值的統(tǒng)計外推方法直接關(guān)系到最后基準的定值。若毒性數(shù)據(jù)量僅符合構(gòu)建SSD模型數(shù)據(jù)的基本要求，所推導的基準值置信區(qū)間范圍跨度較大，不確定程度相應(yīng)加大。SSD方法的使用，即：假設(shè)一定比例下的物種受到保護，即可以保護整個生態(tài)系統(tǒng)，以及l(fā)og-normal模型的使用。(2) 物種組成的合理性直接關(guān)系到最終基準值是否為水生生物提供恰當和充分的保護。我國海岸線漫長、幅員遼闊，物種分布涵蓋冷水性、溫水性和暖水性等多種生物，而現(xiàn)有數(shù)據(jù)尚不足以對其一一細化，雖然本土物種的引入在一定程度上降低了毒性數(shù)據(jù)的不確定性，但是，推導的基準值所保護生物的范圍還有待數(shù)據(jù)補充后進一步完善。(3) 目前所用毒性數(shù)據(jù)均源自實驗室實驗獲得，為考慮實際環(huán)境中污染物與其他因子之間的相互作用，因此基于單個污染物的毒理學數(shù)據(jù)本身對真實環(huán)境的反應(yīng)就存在一定的不確定性。毒性數(shù)據(jù)的匱乏在一定程度上也會帶來不確定性。此外，椒江口海域位于東海海域臺州灣入海口，因此，在暴露評估過程中，硝基苯的濃度會受河流輸入以及臨海地區(qū)的工業(yè)廢水的輸入影響，并且在分析測試過程中的隨機誤差和系統(tǒng)誤差也會造成暴露數(shù)據(jù)的不確定性。

圖5 硝基苯商值分布的敏感性分析Fig. 5 Sensitivity analysis of hazard quotient distribution of nitrobenzene

[1] 穆景利, 王瑩, 王菊英. 我國海水水質(zhì)基準的構(gòu)建: 以三丁基錫為例[J]. 生態(tài)毒理學報, 2010, 5(6): 776-786

[2] United States Environmental Protection Agency. Guidelines for deriving numerical national water quality criteria for the protection of aquatic organisms and their uses [R]. Washington DC: Office of Water, Office of Science and Technology, US EPA, 1985

[3] Canadian Council of Ministers of the Environment. A Protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life [R]. Ottawa: CCME, 2007

[4] Australian and New Zealand Environment and Conservation Council. Guidelines for fresh and marine water quality [R]. Canberra: ANZECC, 2000

[5] Zeng L, Zeng S, Dong X, et al. Probabilistic ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in southwestern catchments of the Bohai Sea, China [J]. Ecotoxicology, 2013, 22(8): 1221-1231

[6] Solomon K R, Sibley P. New concepts in ecological risk assessment: Where do we go from here [J]. Marine Pollution Bulletin, 2002, 44(4): 279-285

[7] Hunt J, Birch G, Warne M S. Quantifying reduction in ecological risk in Penrhyn Estuary, Sydney, following groundwater remediation [J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2011, 8(1): 98-106

[8] Wang Y, Wang J Y, Mu J L, et al. Aquatic predicted no-effect concentration for three polycyclic aromatic hydrocarbons and probabilistic ecological risk assessment in Liaodong Bay of the Bohai Sea, China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014, 1(21): 148-158

[9] 郭廣慧, 吳豐昌, 何宏平, 等. 中國主要水體DDT生態(tài)風險的初步評價[J]. 環(huán)境科學學報, 2011, 31(11): 2545-2555

Guo G H, Wu F C, He H P, et al． Preliminary ecological risk assessment of DDT in surface waters of China [J]． Acta Scientiae Circumstantiae, 2011, 31(11): 2545-2555 (in Chinese)

[10] Guo G, Wu F, He H, et al. Characterizing ecological risk for polycyclic aromatic hydrocarbons in water from Lake Taihu, China [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2012, 184(11): 6815-6825

[11] Hsu H, Stedeford T, Okochi-Takada E, et al. Framework analysis for the carcinogenic mode of action of nitrobenzene [J]. Journal of Environmental Science and Health. Part C, Environmental Carcinogenesis and Ecotoxicology Reviews, 2007, 25(2): 155-184

[12] United States Environmental Protection Agency. Proposed guidelines for carcinogeon risk assessment [R]. Washington DC: Federal Register, US EPA, 1996

[13] 李鐵軍, 郭遠明, 張小軍, 等. 硝基苯對四種海洋生物的毒性及安全評價研究[J]. 河北漁業(yè), 2009(4): 13-16

Li T J, Guo Y M, Zhang X J, et al. Study on toxicity and safety evaluation of nitrobenzene on four species of marine organisms [J]. Hebei Fisheries, 2009(4): 13-16 (in Chinese)

[14] 江錦花, 朱利中, 張明. 椒江口水體和生物體中典型有機污染物的濃度水平及來源初探[J]. 環(huán)境化學, 2006, 25(5): 546-549

Jiang J H, Zhu L Z, Zhang M. Concentration and sources of typical organic contaminants in seawater, sediment and organisms in Jiaojiang Bay [J]. Environmental Chemistry, 2006, 25(5): 546-549 (in Chinese)

[15] 麻寒娜, 朱夢雅, 王亞林, 等. 活性炭纖維固相微萃取-氣相色譜法測定海水中的硝基苯類和環(huán)酮類化合物[J]. 色譜, 2009, 27(3): 341-345

Ma H N, Zhu M Y, Wang Y L, et al. Determination of nitroaromatics and cyclo ketones in sea water by gas chromatography coupled with activated carbon fiber solid-phase micro-extraction [J]. Chinese Journal of Chromatography, 2009, 27(3): 341-345 (in Chinese)

[16] United States Environmental Protection Agency. ECOTOX database [DB]. [2014-05-01]. http://cfpub.epa.gov/ecotox/.

[17] Klimisch H J, Andreae M, Tillmann U. A systematic approach for evaluating the quality of experimental toxicological and ecotoxicological data [J]. Regulatory Toxicology and Pharmacology, 1997, 25(1): 1-5

[18] Qi P, Wang Y, Mu J L, et al. Aquatic predicted no-effect concentration derivation for perfluorooctane sulfonic acid [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2011, 30(4): 836-842

[19] 吳豐昌, 馮承蓮, 張瑞卿, 等. 我國典型污染物水質(zhì)基準研究[J]. 中國科學: 地球科學, 2012, 42(5): 665-672

Wu F C, Feng C L, Zhang R Q, et al. Derivation of water quality criteria for representative water-body pollutants in China [J]. Science China: Earth Sciences, 2012, 42(5): 665-672 (in Chinese)

[20] 董玉瑛, 馮霄, 雷炳莉. 等濃度配比法研究苯酚、硝基苯和間硝基苯胺對發(fā)光菌的聯(lián)合毒性作用[J]. 環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2005, 6(12): 65-68

Dong Y Y, Feng X, Lei B L. Applying the equiconcentration ratio mixing method to study joint toxicity effects of phenol, nitrobenzene and m-nitroaniline on Photobacterium phosphoreum [J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2005, 6(12): 65-68 (in Chinese)

[21] Parkhurst B R, Cadmus Group. Water Environmenta Research Foudation. Aquatic ecological risk assessment: A multi-tiered approach [M]. Alexandria: Water Environment Federation, 1996: 105

[22] Escher B I, Hermens J L M. Modes of action in ecotoxicology: Their role in body burdens, species sensitivity, QSARs, and mixture effects [J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(20): 4201-4217

[23] 穆景利, 王瑩, 王新紅, 等. Cd2+、Hg2+、Cr6+和Pb2+對黑點青鳉(Oryzias melastigma)早期生活階段的毒性效應(yīng)研究[J]. 生態(tài)毒理學報, 2011, 6(4): 352-360

Mu J L, Wang Y, Wang X H, et al. Toxic effects of cadmium, mercury, chromium and lead on the early life stage of marine medaka (Oryzias melastigma) [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(4): 352-360 (in Chinese)

[24] Yan Z G, Zhang Z S, Wang H, et al. Development of aquatic life criteria for nitrobenzene in China [J]. Environmental Pollution, 2012, 162: 86-90

[25] 吳豐昌, 孟偉, 張瑞卿, 等. 保護淡水水生生物硝基苯水質(zhì)基準研究[J]. 環(huán)境科學研究, 2011, 24(1): 1-10

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

[26] 羅坤, 高士祥, 王連生. 硝基苯類化合物對斜生柵藻毒性的HQSAR分析[J]. 中國環(huán)境科學, 2009, 29(7): 751-755

Luo K, Gao S X, Wang L S. HQSAR study of acute toxicity of a set of nitro aromatic compounds to Scenedesmus obliquus [J]. China Environmental Science, 2009, 29(7): 751-755 (in Chinese)

[27] United States Environmental Protection Agency. Quality Criteria for Water [R]. Washington DC: Office of Water Regulations and Standards, US EPA, 1986

[28] 李俊生, 徐靖, 羅建武, 等. 硝基苯環(huán)境效應(yīng)的研究綜述[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2009, 18(1): 368-373

Li J S, Xu J, Luo J W, et al. A review on the research of environmental effects of nitrobenzene [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2009, 18(1): 368-373 (in Chinese)

[29] Gao J, Liu J, Liu X, et al. Concentration level and geographical distribution of nitrobenzene in Chinese surface water [J]. Journal of Environmental Sciences, 2008, 20(7): 803-805

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Derivation of Marine Water Quality Criteria and Assessment of Ecological Risk of Nitrobenzene in China

Wang Ying, Mu Jingli, Wang Juying*

Key Laboratory for Ecological Environment in Coastal Areas of State Oceanic Administration, National Marine Environmental Monitoring Center, Dalian 116023, China

30 May 2014 accepted 7 August 2014

Nitrobenzene is one of the most important industrial raw materials. In the present study, marine water quality criteria of nitrobenzene in China were derived by species sensitivity distribution (SSD) method based on the collection of toxicity data from native marine species and toxicological experiments conducted on 8 marine species typical in China. The ecological risk of nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary was then assessed by two probability ecological risk assessment methods. Results demonstrated that the high seawater quality criterion and low seawater quality criteria of nitrobenzene were 1.42 and 0.037 mg·L-1, respectively, close with their freshwater water quality criteria derived by SSD method. The hazard quotient probability distribution and joint probability curve results indicated that nitrobenzene posed potential ecological risk to aquatic organisms in Jiaojiang Estuary. The corresponding measurements should be therefore taken by the management agencies to control the potential risk. The present study is expected to provide scientific references and guidance for the study of water quality criteria and ecological risk assessment, as well as the development of marine water quality standard of nitrobenzene in China.

nitrobenzene; marine water quality criteria; SSD; ecological risk

海洋公益性行業(yè)科研專項經(jīng)費資助項目(201305002；201105013)；國家海洋局近岸海域生態(tài)環(huán)境重點實驗室基金重點項目(201301)

王瑩(1980-)，女，博士，副研究員，研究方向為污染物的生態(tài)毒理學效應(yīng)和生態(tài)風險評估，E-mail: wangying@nmemc.org.cn；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: jywang@nmemc.org.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140530001

2014-05-30 錄用日期：2014-08-07

1673-5897(2015)1-160-09

X171.5

A

王菊英(1967—)，女，博士，研究員，主要從事海洋環(huán)境監(jiān)測與評價、環(huán)境質(zhì)量標準與基準研究。

王瑩, 穆景利, 王菊英. 我國硝基苯的海水水質(zhì)基準及生態(tài)風險評估研究[J]. 生態(tài)毒理學報, 2015, 10(1): 160-168

Wang Y, Mu J L, Wang J Y. Derivation of marine water quality criteria and assessment of ecological risk of nitrobenzene in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 160-168 (in Chinese)