侯俊，趙芊淵，王超，王沛芳，苗令占，呂博文

1. 河海大學(xué)教育部淺水湖泊綜合治理與資源開(kāi)發(fā)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210098 2. 河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210098

應(yīng)用概率物種敏感度分布法研究太湖銅水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)

侯俊1,2,*，趙芊淵1,2，王超1,2，王沛芳1,2，苗令占1,2，呂博文1,2

1. 河海大學(xué)教育部淺水湖泊綜合治理與資源開(kāi)發(fā)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210098 2. 河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210098

運(yùn)用概率物種敏感度分布法獲得太湖水體中銅的急性水質(zhì)基準(zhǔn)值為14.57 μg·L-1，慢性水質(zhì)基準(zhǔn)值為3.26 μg·L-1；不同類(lèi)別物種敏感性存在差異，無(wú)脊椎動(dòng)物較脊椎動(dòng)物更敏感，甲殼類(lèi)敏感性大于魚(yú)類(lèi)。概率物種敏感度分布法與傳統(tǒng)的物種敏感度分布法相比，更全面合理地考慮多種毒性效應(yīng)，曲線(xiàn)擬合效果好，受數(shù)據(jù)量大小影響較小，結(jié)果更加穩(wěn)定。研究結(jié)論可為銅水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的修訂和太湖流域水環(huán)境管理提供技術(shù)支持。

銅；水生生物；急性毒性；慢性毒性；水質(zhì)基準(zhǔn)；太湖；概率物種敏感度分布

銅是生命體必需的微量元素，同時(shí)也是水體中重金屬污染的主要元素之一，水體中的銅主要來(lái)自大氣沉降、農(nóng)業(yè)徑流，為控制藻類(lèi)水華而使用的硫酸銅以及含銅工業(yè)污廢水的直接排放。通常情況下，銅對(duì)水生生物的毒性大于它對(duì)人類(lèi)和其他陸生生物的毒性[1]。為保護(hù)水體中水生生物，許多國(guó)家和地區(qū)都已開(kāi)展了銅水生生物基準(zhǔn)研究，如美國(guó)、歐盟、加拿大、澳大利亞、荷蘭和新西蘭等，采用的方法主要是評(píng)價(jià)因子法、毒性百分?jǐn)?shù)排序法和物種敏感度分布法，基于水生生物基準(zhǔn)制定和頒布了一系列環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[1-2]。我國(guó)銅的水生生物基準(zhǔn)的研究還比較少，水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)主要是參照國(guó)外水質(zhì)基準(zhǔn)或者標(biāo)準(zhǔn)制定的，例如我國(guó)頒布的GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅰ類(lèi)和Ⅱ類(lèi)Cu水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限值分別為10 μg·L-1和1 000 μg·L-1[1]，因此，我國(guó)水生生物的保護(hù)還缺乏可靠的科學(xué)依據(jù)。

目前，國(guó)際上推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的主流方法為物種敏感度分布法(species sensitivity distribution, SSD)，該方法最初是由Kooijman提出，后來(lái)很多學(xué)者對(duì)其進(jìn)行了改進(jìn)。該理論認(rèn)為：不同門(mén)類(lèi)生物由于生活史、生理構(gòu)造、行為特征和地理分布等不同而產(chǎn)生了差異性，其在毒理學(xué)上反映為不同物種對(duì)污染物有不同的劑量-效應(yīng)響應(yīng)關(guān)系，即在結(jié)構(gòu)復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)中，不同物種對(duì)某一脅迫因素(如有毒化學(xué)物質(zhì))的敏感性(如無(wú)觀察效應(yīng)濃度NOEC或半數(shù)致死濃度LC50等毒性數(shù)據(jù))服從一定的分布，而可獲得的毒性數(shù)據(jù)被認(rèn)為是來(lái)自于這個(gè)分布的樣本，可用來(lái)估算該分布的參數(shù)。前提假設(shè)是這些物種的選擇均具有隨機(jī)性，且能夠代表給定生態(tài)系統(tǒng)的群落結(jié)構(gòu)[3-10]。

然而，在物種敏感度分布法(SSD)的方法理論中，對(duì)于曲線(xiàn)的擬合，目前研究還無(wú)法表明某一特定的分布模型適用于所有情況下毒性數(shù)據(jù)集的擬合[5]，因而導(dǎo)致SSD法曲線(xiàn)擬合具有較大主觀性、擬合效果差、結(jié)果不穩(wěn)定等不足。為了解決上述問(wèn)題，本文考慮一種新的物種敏感度曲線(xiàn)擬合方法，即概率物種敏感度分布法(probabilistic species sensitivity distribution, PSSD)。

太湖是我國(guó)第三大淡水湖，在區(qū)域經(jīng)濟(jì)和社會(huì)發(fā)展中具有舉足輕重的地位，銅對(duì)太湖水生生物的毒性效應(yīng)引起了人們的廣泛關(guān)注[1,11-12]。余海靜等[13]在2012年對(duì)太湖水體采樣分析得到太湖水體總Cu含量為1.298～4.485 μg·L-1，平均值為2.22 μg·L-1，最小值位于東部湖區(qū)，最大值位于北部湖區(qū)，而且Cu在太湖沉積物中也有一定的富集。本研究結(jié)合太湖生物區(qū)系特點(diǎn)，選取太湖水體中代表物種，應(yīng)用概率物種敏感度分布法推導(dǎo)太湖銅的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)，以期為我國(guó)淡水水體中重金屬基準(zhǔn)的建立、重金屬污染監(jiān)測(cè)評(píng)價(jià)和防控治理提供參考。

1 研究方法(Methodology)

1.1 概率物種敏感度分布法(PSSD)曲線(xiàn)構(gòu)建

先確定單個(gè)物種對(duì)某種污染物的敏感度，然后將這些單個(gè)物種的敏感度組合在一起得到概率物種敏感度分布(PSSD)，具體構(gòu)建過(guò)程見(jiàn)圖1。使用的軟件是R語(yǔ)言(R Development Core Team 2008)。

(1) 收集整理所有可獲得的所要研究的生態(tài)系統(tǒng)的毒性數(shù)據(jù)。將某一單個(gè)物種的所有符合要求的毒性終點(diǎn)值組合，以獲得該物種敏感度的概率密度函數(shù)(probability density function, PDF)，這樣考慮了單個(gè)物種所有毒性數(shù)據(jù)，最大限度地利用已獲得的所有有效數(shù)據(jù)，而不是僅僅考慮一個(gè)確定的幾何均值。

① 對(duì)于某一物種對(duì)某一污染物只有一個(gè)符合要求的毒性終點(diǎn)值(a)的情況，我們考慮三角形概率密度分布(triangular PDF)，構(gòu)建三角形概率密度分布時(shí)，使用變異系數(shù)(coefficient of variation, CV)來(lái)獲得可能的最小值(a')和最大值(a")。美國(guó)環(huán)保局技術(shù)導(dǎo)則(US EPA 2000)提出30%的變異系數(shù)能夠大致代表實(shí)驗(yàn)室內(nèi)部平均差異[14]，本文中，我們假定單個(gè)毒性終點(diǎn)以及復(fù)合分布邊界值的變異系數(shù)均為30%。如圖1a。

② 對(duì)于某一物種對(duì)某一污染物有2個(gè)符合要求的毒性終點(diǎn)值(a和b)的情況，我們考慮梯形分布(trapezoidal distribution)。這種梯形分布以均勻分布為基礎(chǔ)，這2個(gè)毒性值作為均勻分布的區(qū)間端點(diǎn)，每邊再補(bǔ)加上由變異系數(shù)確定的可能最值( a'和b')構(gòu)成的三角形分布。如圖1b。

③ 對(duì)于有多個(gè)毒性終點(diǎn)值的情況，毒性數(shù)據(jù)的最低值(a)和第二低值(b)構(gòu)成第1個(gè)區(qū)間的2個(gè)端點(diǎn)，第二低值(b)和第三低值(c)構(gòu)成第2個(gè)區(qū)間的2個(gè)端點(diǎn)，依此類(lèi)推，有n個(gè)毒性終點(diǎn)值的情況，就有(n-1)個(gè)均勻分布區(qū)間，每邊再補(bǔ)加上由變異系數(shù)確定的可能最值(a'和c')構(gòu)成的三角形分布。不同長(zhǎng)度的區(qū)間，概率是一樣的。也就是說(shuō)在第1個(gè)區(qū)間和在第n個(gè)區(qū)間上取值的概率是相等的。如圖1c。

(2) 將這些單個(gè)的PDF轉(zhuǎn)化成該物種的PDF。從這些單個(gè)的PDF中隨機(jī)抽取同樣數(shù)量的值(本文中隨機(jī)抽樣100 000個(gè)值，取值過(guò)少會(huì)使得結(jié)果不穩(wěn)定，取100 000，穩(wěn)定性能達(dá)到很好)，即在每個(gè)小區(qū)間隨機(jī)取100 000個(gè)值(基于均勻分布)，對(duì)于只有一個(gè)毒性值的情況，在該區(qū)間隨機(jī)取100 000個(gè)值(基于三角形分布)，對(duì)于2個(gè)及2個(gè)以上毒性值的情況中，兩邊的小區(qū)間隨機(jī)取3 000個(gè)值(基于三角形分布)，將這些值組合得到該物種的概率密度分布，即單一物種的概率密度分布PDF。如圖1d。

圖1 概率物種敏感度分布(PSSD)的構(gòu)建過(guò)程Fig. 1 The development procedure of probabilistic species sensitivity distribution (PSSD)注：(a)物種只有1個(gè)毒性值的情況，a為該物種的毒性值，a’為可能最小值，a’=a×(1-CV)=0.7a，a’’為可能最大值，a’’=a×(1+CV)=1.3a；(b)物種有2個(gè)毒性值的情況，a、b為該物種的2個(gè)毒性值，a’、b’為可能最小值和可能最大值，a’=0.7a，b’=1.3b；(c)物種有3個(gè)毒性值的情況，a、b和c為該物種的3個(gè)毒性值，a’、c’為可能最小值和可能最大值，a’=0.7a，c’=1.3c；(d)物種有5個(gè)毒性值的情況，a、b、c、d和e為該物種的5個(gè)毒性值，a’、e’為可能最小值和可能最大值，a’=0.7a，e’=1.3e；(e)PSSD曲線(xiàn)。Note: (a) species with only one single toxic value (a), the possible minimum is a’, a’=a×(1-CV)=0.7a, the possible maximum is a’’, a’’=a×(1+CV)=1.3a; (b) species with two toxic values (a and b), the possible minimum and maximum are a' and b', a'=0.7a, b'=1.3b; (c) species with three toxic values (a, b and c), the possible minimum and maximum are a' and c', a'=0.7a, c'=1.3c; (d) species with five toxic values (a, b, c, d and e), the possible minimum and maximum are a' and e', a'=0.7a, e'=1.3e; (e) PSSD curves.

(3) 將所有物種的概率密度分布組合成所要研究的環(huán)境體系的PSSD。如圖1e所示，從每一單個(gè)物種的概率密度分布PDF中隨機(jī)抽取同樣數(shù)量的值(本文中此處隨機(jī)抽取10 000個(gè)值)，將這些值組合得到所要研究的環(huán)境體系的概率物種敏感度分布PSSD。圖1e中黑色粗實(shí)線(xiàn)PSSD即是由物種1、物種2、物種3、物種4和物種5的PDF組合成的[15-17]。

1.2 毒性數(shù)據(jù)獲取

毒性數(shù)據(jù)主要來(lái)自美國(guó)環(huán)保局ECOTOX數(shù)據(jù)庫(kù)(http: / /cfpub.epa.gov /ecotox /)和中國(guó)知網(wǎng)(http: / /www. cnki. net /)收錄的文獻(xiàn)，以及Elsevier、Wiley Online Library、SpringerLink、IWA(International Water Association)等上發(fā)表的文獻(xiàn)。

將所獲得的毒性數(shù)據(jù)按照以下原則篩選：盡量選擇太湖物種，江浙地區(qū)以及長(zhǎng)江廣泛分布的物種也可以視作太湖物種；毒性試驗(yàn)方法與相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)測(cè)試方法一致，如經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織或美國(guó)材料與試驗(yàn)協(xié)會(huì)等發(fā)布的毒性試驗(yàn)方法；實(shí)驗(yàn)用水為淡水或自來(lái)水，而實(shí)驗(yàn)用水為海水和去離子/蒸餾水的數(shù)據(jù)不可用；水生生物的急性毒性試驗(yàn)選擇24～96 h的LC50或EC50，水蚤或其他枝角類(lèi)動(dòng)物，選擇24 h的LC50或EC50，蚊蟲(chóng)或其他昆蟲(chóng)的毒性效應(yīng)終點(diǎn)以48 h的EC50或LC50表示，其他生物毒性效應(yīng)終點(diǎn)以96 h的EC50或LC50表示，如未獲得相應(yīng)24 h和48 h的毒性值，則選擇96 h的毒性值；水生生物慢性毒性終點(diǎn)使用最低可見(jiàn)效應(yīng)濃度LOEC和NOEC[18-20]。

1.3 物種分組和數(shù)據(jù)處理

為了從生態(tài)系統(tǒng)不同層次研究，將毒性數(shù)據(jù)根據(jù)生物營(yíng)養(yǎng)級(jí)水平分類(lèi)考慮，將收集的數(shù)據(jù)分3種情況考慮：①全部物種；②全部物種分為脊椎動(dòng)物和無(wú)脊椎動(dòng)物；③脊椎動(dòng)物分為魚(yú)類(lèi)和兩棲類(lèi)(甲魚(yú)等爬行動(dòng)物歸為兩棲類(lèi))，無(wú)脊椎動(dòng)物分為甲殼類(lèi)、昆蟲(chóng)類(lèi)和其他無(wú)脊椎動(dòng)物。獲得符合要求Cu的48個(gè)物種的急性毒性數(shù)據(jù)，隸屬于8門(mén)23科34屬，見(jiàn)表1，符合3門(mén)8科的要求[18]，太湖水生生物區(qū)系中魚(yú)類(lèi)以鯉科為主，底棲動(dòng)物中較多的是搖蚊科和顫蚓科，浮游動(dòng)物中較多的是臂尾輪蟲(chóng)科和溞科，浮游植物以藍(lán)藻門(mén)、綠藻門(mén)和硅藻門(mén)居多[,21-,22]，所選物種符合太湖生物區(qū)系特征，可用來(lái)推導(dǎo)太湖Cu水質(zhì)基準(zhǔn)。一般PSSD曲線(xiàn)擬合數(shù)據(jù)量控制在10以上[18]，甲殼類(lèi)和魚(yú)類(lèi)的物種數(shù)分別為10和17，可以單獨(dú)繪制PSSD曲線(xiàn)。表1為Cu急性毒性數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)匯總。獲得符合要求Cu的6個(gè)物種的慢性毒性數(shù)據(jù)，見(jiàn)表2。

表1 不同物種類(lèi)別的銅急性毒性數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)匯總

表2 銅的慢性毒性數(shù)據(jù)

注：NOEC為無(wú)觀察效應(yīng)濃度，LOEC最低可見(jiàn)效應(yīng)濃度。

Note: NOEC stands for no observed effect concentration; LOEC stands for lowest observed effect concentration.

1.4 HC5和水質(zhì)基準(zhǔn)

PSSD曲線(xiàn)上累積概率為5%對(duì)應(yīng)的毒性值即為HC5值，編輯R代碼，由R軟件直接輸出。部分代碼如下：

C=sort(log(qq)) #濃度排序

HC5,log=C[length(C)*0.05] #累積概率為5%處的對(duì)數(shù)濃度

HC5=exp(HC5,log) #累積概率為5%處的濃度

用急性毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)短期危害濃度(short term hazardous concentration, STHC5)，慢性毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)長(zhǎng)期危害濃度(long term hazardous concentration, LTHC5)，數(shù)值上等于HC5。通常慢性毒性數(shù)據(jù)不足以構(gòu)建PSSD曲線(xiàn)，根據(jù)以下公式計(jì)算長(zhǎng)期危害濃度：

LTHC5=HC5,急性/FACR

(1)

式中，F(xiàn)ACR為最終急慢性比率，計(jì)算FACR需獲得至少3個(gè)科的水生生物急慢性比率(ACR)，其中至少有1種是魚(yú)類(lèi)，至少有1種是無(wú)脊椎動(dòng)物，至少有1種是急性敏感淡水物種。由于未獲得所需物種的急慢性比率，本文采用美國(guó)環(huán)保局1995年水質(zhì)基準(zhǔn)報(bào)道大型溞(Daphnia magna)、鉤蝦(Gammarus pseudolimnaeus)和黑頭呆魚(yú)(Pimephales promelas)的ACR分別為2.418、3.297和11.2，得到Cu的FACR為4.470[58]。

2 結(jié)果(Results)

對(duì)符合要求的毒性數(shù)據(jù)用R軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，得到全部物種PSSD曲線(xiàn)，如圖2所示，圖中實(shí)線(xiàn)為全部物種的PSSD，圖中也繪出了原數(shù)據(jù)和幾何平均值，分別用空心和實(shí)心小圓表示。由PSSD曲線(xiàn)得到全部物種的HC5為14.57 μg·L-1，即短期危害濃度STHE5為14.57 μg·L-1，慢性毒性數(shù)據(jù)較少，無(wú)法擬合PSSD曲線(xiàn)，根據(jù)公式(1)得到長(zhǎng)期危害濃度LTHE5為3.26 μg·L-1。

圖2 銅的全部物種的概率物種敏感度分布曲線(xiàn)和物種敏感度分布曲線(xiàn)Fig. 2 Probabilistic species sensitivity distribution curve and species sensitivity distribution curve for total species in response to copper

3 討論(Discussion)

3.1 概率物種敏感度分布法與傳統(tǒng)的物種敏感度分布法比較

傳統(tǒng)物種敏感度分布法是將篩選出的毒性數(shù)據(jù)(一個(gè)物種有多個(gè)毒性值，取幾何平均值)按從小到大的順序排列，并標(biāo)出相應(yīng)的序數(shù)，求出對(duì)應(yīng)的累積概率P(P=R/(N+1)，R為序數(shù)，N為毒性數(shù)據(jù)總數(shù))。以累積概率為縱坐標(biāo)，濃度值(或者濃度值的對(duì)數(shù))為橫坐標(biāo)作圖，選擇適當(dāng)?shù)那€(xiàn)擬合。由于并沒(méi)有一個(gè)特定的分布模型適用于所有毒性數(shù)據(jù)集的擬合，一般可先使用各種模型擬合進(jìn)行嘗試，然后根據(jù)決定系數(shù)、殘差平方和、F值和圖像等選擇最佳擬合曲線(xiàn)[4-9]。圖2中的虛線(xiàn)即為全部物種SSD曲線(xiàn)，選用quasibinomial(link=logit)擬合。

本文的PSSD與傳統(tǒng)的SSD曲線(xiàn)擬合相比，用到了物種更多有效毒性數(shù)據(jù)，從而考慮了水生生物對(duì)污染物多種不同響應(yīng)，因?yàn)橹亟饘巽~對(duì)水生生物毒性效應(yīng)是多方面的，影響水生生物生長(zhǎng)發(fā)育、新陳代謝、繁殖和種群數(shù)量等，不同季節(jié)、齡期等(毒性數(shù)據(jù)不充足)的水生生物對(duì)銅的敏感性也存在差異，環(huán)境中其他物質(zhì)的存在也會(huì)影響水生生物對(duì)銅的響應(yīng)，制定水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)也要從多方面對(duì)水生生物進(jìn)行保護(hù)。曲線(xiàn)形式由所獲得的有效毒性數(shù)據(jù)來(lái)決定，盡量考慮更多毒性效應(yīng)，將這些確定的毒性數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)化為概率信息(假設(shè)這些不同毒性效應(yīng)值以均等隨機(jī)概率出現(xiàn))，基于概率來(lái)利用數(shù)據(jù)，擬合過(guò)程根據(jù)實(shí)際情況考慮三角形分布和均勻分布。圖2中全部物種的曲線(xiàn)擬合，易見(jiàn)PSSD的擬合效果好于傳統(tǒng)的SSD，幾乎所有單個(gè)值以及多個(gè)值的幾何平均值都在曲線(xiàn)上或是附近，偏離很小，較好地考慮了多種毒性效應(yīng)，基于PSSD得到的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)能更全面合理地保護(hù)水生生物。傳統(tǒng)的SSD對(duì)于某單一物種有多個(gè)符合要求的毒性數(shù)據(jù)時(shí)，使用單一確定的幾何平均值，如果這些多個(gè)值中有某一個(gè)值(也就是某種毒性效應(yīng)值)和其他值(其他各種毒性效應(yīng)值)相差很大，那么最終的幾何平均值(最終毒性值)則會(huì)偏向這個(gè)偏離很大的值，而PSSD通過(guò)均等的概率考慮所有值(不同的毒性效應(yīng))，使得偏離很大的離異值對(duì)最終結(jié)果不再起決定作用[1,5,8,15]，得到的結(jié)果更合理。

傳統(tǒng)的SSD法對(duì)擬合曲線(xiàn)的選擇也存在很大的主觀性，選擇不同的擬合曲線(xiàn)，所得到的結(jié)果也不同，在數(shù)據(jù)量較多的情況下，差別不大(圖2中實(shí)線(xiàn)和虛線(xiàn)分別為全部物種的PSSD和SSD)；而在數(shù)據(jù)量較少的情況下，選不同曲線(xiàn)擬合得到的結(jié)果差異就比較明顯，大多數(shù)的情況下我們的數(shù)據(jù)量都不大，很容易出現(xiàn)這種情況。對(duì)甲殼類(lèi)的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行傳統(tǒng)的SSD擬合，基于SSD(圖3)選擇Logistic擬合得到的HC5為6.83 μg·L-1，而基于SSD選擇Gompertz擬合得到的HC5為14.9 μg·L-1，另外2個(gè)曲線(xiàn)由于取值范圍原因沒(méi)能得到HC5值，基于傳統(tǒng)的SSD得到的2個(gè)結(jié)果相差一倍多，而圖3中4種模型的擬合效果綜合來(lái)看是不相上下的。而我們對(duì)甲殼類(lèi)的毒性數(shù)據(jù)采用PSSD擬合(圖4b)得到HC5為1.30 μg·L-1。另外，PSSD曲線(xiàn)對(duì)于曲線(xiàn)兩端尾部數(shù)據(jù)也都擬合得很好，這樣我們所需要的處于曲線(xiàn)下端的HC5值就更加精確；而圖3采用4種不同模型分別擬合甲殼類(lèi)SSD，從圖中能看出SSD曲線(xiàn)下端有較大差異，所以選不同模型獲得的HC5差異較大。

PSSD較傳統(tǒng)的SSD更加穩(wěn)定，F(xiàn)adri等[15]的研究結(jié)果顯示應(yīng)用PSSD對(duì)三氯生(triclosan)毒性數(shù)據(jù)擬合，使用23個(gè)物種的毒性數(shù)據(jù)擬合得到的HC5為0.63 μg·L-1，增加23個(gè)新物種，對(duì)這46個(gè)物種的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行PSSD擬合獲得的HC5為0.66 μg·L-1，兩者及其接近；而Capdevielle等由同樣的23個(gè)物種毒性數(shù)據(jù)使用傳統(tǒng)的SSD選擇Log-logistic擬合得到的HC5為1.55 μg·L-1，Lyndall等對(duì)同樣的46個(gè)物種毒性數(shù)據(jù)使用傳統(tǒng)的SSD選用非參數(shù)的bootstrap得到HC5為0.8 μg·L-1，兩者相差一倍；46個(gè)物種基于傳統(tǒng)的SSD得到的0.8 μg·L-1與PSSD得到的0.63 μg·L-1和0.66 μg·L-1都相差較少。這一研究結(jié)果表明傳統(tǒng)的SSD更容易受到數(shù)據(jù)量大小的影響，PSSD相對(duì)而言更加穩(wěn)定，尤其是對(duì)于數(shù)據(jù)量較少時(shí)也能較好地?cái)M合數(shù)據(jù)。另外這也能說(shuō)明PSSD能夠隨著數(shù)據(jù)量而不斷更新完善，而傳統(tǒng)的SSD增減數(shù)據(jù)量會(huì)有很大的變化。

綜上可知，概率物種敏感度分布法較之傳統(tǒng)的物種敏感度分布法有較多優(yōu)勢(shì)，可以替代傳統(tǒng)的物種敏感度分布法或者作為補(bǔ)充。

3.2 不同物種類(lèi)別物種敏感度差異比較

對(duì)銅的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行物種分類(lèi)研究，脊椎動(dòng)物有25種物種，無(wú)脊椎動(dòng)物16種，魚(yú)類(lèi)17種，甲殼類(lèi)10種，可以單獨(dú)擬合PSSD曲線(xiàn)；兩棲類(lèi)、昆蟲(chóng)類(lèi)和其他無(wú)脊椎動(dòng)物物種數(shù)均少于10，無(wú)法擬合PSSD曲線(xiàn)。繪出不同物種類(lèi)別PSSD曲線(xiàn)，如圖4所示，

圖3 不同模型擬合銅的甲殼類(lèi)物種敏感度分布曲線(xiàn)Fig. 3 Species sensitivity distribution curves for crustaceans in response to copper were simulated by different models

顯然不同類(lèi)別物種的PSSD曲線(xiàn)形狀存在較大差異。根據(jù)PSSD曲線(xiàn)得到脊椎動(dòng)物、無(wú)脊椎動(dòng)物、魚(yú)類(lèi)和甲殼類(lèi)的HC5分別為34.75 μg·L-1、0.18 μg·L-1、24.62 μg·L-1和1.30 μg·L-1，由表1得毒性均值分別為：389.982 μg·L-1、169.372 μg·L-1、384.013 μg·L-1和203.260 μg·L-1，比較HC5或毒性均值均可得水生生物不同物種類(lèi)別對(duì)銅毒性敏感性大?。簾o(wú)脊椎動(dòng)物>脊椎動(dòng)物，甲殼類(lèi)>魚(yú)類(lèi)。脊椎動(dòng)物和無(wú)脊椎動(dòng)物敏感度相差顯著，脊椎動(dòng)物的HC5是無(wú)脊椎動(dòng)物的190多倍；魚(yú)類(lèi)和甲殼類(lèi)相比，相差近20倍。脊椎動(dòng)物與無(wú)脊椎動(dòng)物相比，所處營(yíng)養(yǎng)等級(jí)更高，生理構(gòu)造更加復(fù)雜，體內(nèi)解毒機(jī)制更加完善，對(duì)銅的耐受性更強(qiáng)，敏感性因而較低；脊椎動(dòng)物在物種個(gè)體形體上也較無(wú)脊椎動(dòng)物大，能夠積累更多的銅離子，也能使得其敏感性較低。另外，銅對(duì)不同物種的致毒機(jī)理也是不同，銅所作用的酶不同、不同物種對(duì)銅的吸收速率不同以及物種所處生命階段不同等也影響敏感性[59]。

3.3 國(guó)內(nèi)外銅水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)比較

查閱文獻(xiàn)獲得部分國(guó)內(nèi)外淡水水體中銅的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)[1,60-63]，具體見(jiàn)表3，將本研究所得的太湖銅水質(zhì)基準(zhǔn)與國(guó)內(nèi)外相關(guān)基準(zhǔn)進(jìn)行比較分析?？紫檎榈萚60]研究得到我國(guó)重金屬銅對(duì)淡水水生物的急性HC5為4.5 μg·L-1，吳豐昌等[1]根據(jù)物種敏感度分布法得到我國(guó)銅的淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)急性基準(zhǔn)為30 μg·L-1，慢性基準(zhǔn)為9.44 μg·L-1，本研究得到太湖銅對(duì)全部物種的急性HC5為14.57 μg·L-1，慢性HC5為3.26 μg·L-1，高于孔祥臻等[60]的研究結(jié)果，低于吳豐昌等[1]的研究結(jié)果，由于太湖是我國(guó)淡水湖泊典型代表湖泊，太湖水體中的物種和我國(guó)淡水湖泊中的物種極為相似，因此得到的結(jié)果和我國(guó)淡水水質(zhì)基準(zhǔn)相差不顯著；由于推導(dǎo)過(guò)程使用的方法不同，我國(guó)淡水湖泊中的物種較太湖豐富，推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)所選擇的物種存在差異，得到的結(jié)果不同。研究結(jié)果高于澳大利亞基于物種敏感度分布法得到銅的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)1.4 μg·L-1[62]，可能是水體中物種存在差異以及氣候水質(zhì)不同，另外本研究使用的概率物種敏感度分布法與澳大利亞推導(dǎo)使用的物種敏感度分布法也有所區(qū)別。吳豐昌等[1]基于毒性百分?jǐn)?shù)排序法獲得我國(guó)淡水水體中銅的基準(zhǔn)最大濃度和基準(zhǔn)連續(xù)濃度分別為9.10 μg·L-1和5.63 μg·L-1，與本研究的結(jié)果較為接近；美國(guó)毒性百分?jǐn)?shù)排序法得到的基準(zhǔn)最大濃度和基準(zhǔn)連續(xù)濃度分別為13.0 μg·L-1和9.00 μg·L-1[63]，該結(jié)果與本研究結(jié)果也比較接近。本研究所得太湖銅水質(zhì)基準(zhǔn)與國(guó)內(nèi)外同類(lèi)研究結(jié)果相差不大，沒(méi)有數(shù)量級(jí)的差異，產(chǎn)生差異的原因是多方面的，例如水質(zhì)基準(zhǔn)明顯的區(qū)域性，推導(dǎo)基準(zhǔn)的方法的不同等。

圖4 銅的魚(yú)類(lèi)、甲殼類(lèi)、脊椎動(dòng)物和無(wú)脊椎動(dòng)物的概率物種敏感度分布曲線(xiàn)注：(a)魚(yú)類(lèi)；(b)甲殼類(lèi)；(c)脊椎動(dòng)物；(d)無(wú)脊椎動(dòng)物。Fig. 4 Probabilistic species sensitivity distribution curves for fishes, crustaceans, vertebrates and invertebrates in response to copperNote: (a) Fish; (b) Crustacea; (c) Vertebrate; (d) Invertebrate.

所獲得物種毒性值中只有2個(gè)物種的急性毒性值小于基準(zhǔn)值(蚤狀溞1.3 μg·L-1和顫蚓0.16 μg·L-1)，從而所得基準(zhǔn)值能保護(hù)太湖水體中95%以上的物種免受銅危害。余海靜等[13]采樣分析得到太湖水體總Cu為2.22 μg·L-1，總體來(lái)看，不會(huì)對(duì)水生生物造成短期和長(zhǎng)期危害，但是北部部分湖區(qū)濃度高于4 μg·L-1，另外，北部湖區(qū)分布著太湖的主要入湖河流，接納無(wú)錫、宜興等城市的工業(yè)和生活污水，這些廢水中含有大量重金屬，再加上重金屬難以排出體外，有著生物累積效應(yīng)和放大效應(yīng)，長(zhǎng)期來(lái)看會(huì)對(duì)太湖水生生物產(chǎn)生危害，建議有關(guān)部門(mén)應(yīng)給予重視并采取相應(yīng)措施。

綜上所述，可以得出以下結(jié)論：1)應(yīng)用概率物種敏感度分布法得到太湖銅的急性水質(zhì)基準(zhǔn)值為14.57 μg·L-1，慢性水質(zhì)基準(zhǔn)值為3.26 μg·L-1，并且與國(guó)內(nèi)外類(lèi)似研究結(jié)果相差不大，所得到的基準(zhǔn)能夠保護(hù)太湖95%以上的物種。根據(jù)所得到的基準(zhǔn)值，總體來(lái)看，太湖水體中Cu不會(huì)對(duì)水生生物造成危害，但是北部部分湖區(qū)水生生物會(huì)受到Cu的長(zhǎng)期危害，有關(guān)部門(mén)需給予重視并采取相應(yīng)措施。

2)不同物種類(lèi)別物種敏感性存在一定的差異，脊椎動(dòng)物、無(wú)脊椎動(dòng)物、魚(yú)類(lèi)和甲殼類(lèi)的HC5分別為34.75 μg·L-1、0.18 μg·L-1、24.62 μg·L-1和1.30 μg·L-1，敏感性大小順序?yàn)椋簾o(wú)脊椎動(dòng)物>脊椎動(dòng)物，甲殼類(lèi)>魚(yú)類(lèi)。

表3 太湖銅水質(zhì)基準(zhǔn)與國(guó)內(nèi)外相關(guān)基準(zhǔn)比較

注：STHC5表示短期危害濃度；LTHC5表示長(zhǎng)期危害濃度；CMC表示基準(zhǔn)最大濃度；CCC表示基準(zhǔn)連續(xù)濃度。

Note: STHC5stands for short term hazardous concentration; LTHC5stands for long term hazardous concentration; CMC stands for criteria maximum concentration; CCC stands for criteria continuous concentration.

3)將概率物種敏感度分布法與傳統(tǒng)的物種敏感度分布法進(jìn)行比較分析，概率物種敏感度分布法有諸多優(yōu)越性：PSSD考慮了水生生物對(duì)銅多種不同響應(yīng)，能對(duì)水生生物多方面保護(hù)；曲線(xiàn)擬合效果更好；SSD擬合曲線(xiàn)的選擇有很大的主觀性，選不同曲線(xiàn)得到的HC5有一定差異，PSSD避免了這點(diǎn)，且得到的HC5更精確；PSSD受數(shù)據(jù)量大小影響相對(duì)更小，因而結(jié)果也更為穩(wěn)定。

[1] 吳豐昌, 馮承蓮, 曹宇靜, 等. 我國(guó)銅的淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2011, 6(6): 617-628

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

[2] 馮承蓮, 吳豐昌, 趙曉麗, 等. 水質(zhì)基準(zhǔn)研究與進(jìn)展[J]. 中國(guó)科學(xué): 地球科學(xué), 2012, 42(5): 646-656

Feng C L, Wu F C, Zhao X L, et al. Water quality criteria research and progress [J]. Science China: Earth Science, 2012, 42(5): 646-656 (in Chinese)

[3] 王俊能, 胡習(xí)邦, 李玉炫, 等. 物種敏感性分布在鉈污染淡水生物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中的應(yīng)用[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 12(6): 134-139

Wang J N, Hu X B, Li Y X, et al. Assessing ecological risk of sudden thallium pollution accident to freshwater organisms by species sensitivity distributions [J]. Journal of Safety and Environment, 2012, 12(6): 134-139 (in Chinese)

[4] 李玉爽, 吳豐昌, 崔曉勇, 等. 中國(guó)苯的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)研究[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 31(4): 908-915

Li Y S, Wu F C, Cui X Y, et al. Freshwater quality criteria for benzene in China [J]. Chinese Journal of Ecology, 2012, 31(4): 908-915 (in Chinese)

[5] 張瑞卿, 吳豐昌, 李會(huì)仙, 等. 應(yīng)用物種敏感度分布法研究中國(guó)無(wú)機(jī)汞的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 32(2): 440-449

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

[6] Wu F C, Meng W, Zhao X L, et al. China embarking on development of its own national water quality criteria system [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(21): 7992-7993

[7] 吳豐昌, 孟偉, 宋永會(huì), 等. 中國(guó)湖泊水環(huán)境基準(zhǔn)的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008, 28(12): 2385-2393

Wu F C, Meng W, Song Y H, et al. Research progress in lake water quality criteria in China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(12): 2385-2393 (in Chinese)

[8] 吳豐昌, 馮承蓮, 曹宇靜, 等. 鋅對(duì)淡水生物的毒性特征與水質(zhì)基準(zhǔn)的研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2011, 6(4): 367-382

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

[9] 吳豐昌, 馮承蓮, 張瑞卿, 等. 我國(guó)典型污染物水質(zhì)基準(zhǔn)研究[J]. 中國(guó)科學(xué): 地球科學(xué), 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 Science, 2012, 42(5): 665-672 (in Chinese)

[10] Feng C L, Wu F C, Zheng B H, et al. Biotic ligand models for metals-A practical application in the revision of water quality standards in China [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(20): 10877-10878

[11] 秦延文, 張雷, 鄭丙輝, 等. 太湖表層沉積物重金屬賦存形態(tài)分析及污染特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(12): 4291-4299

Qin Y W, Zhang L, Zheng B H, et al. Speciation and pollution characteristics of heavy metals in the sediment of Taihu Lake [J]. Environmental Science, 2012, 33(12): 4291-4299 (in Chinese)

[12] 戴秀麗, 孫成. 太湖沉積物中重金屬污染狀況及分布特征探討[J]. 上海環(huán)境科學(xué), 2001, 20(2): 71-74

Dai X L, Sun C. The characteristics of heavy metals distribution and pollution in sediment from Lake Taihu [J]. Shanghai Environmental Sciences, 2001, 20(2): 71-74 (in Chinese)

[13] 余海靜, 張深, 鄒國(guó)防, 等. 生物配體模型預(yù)測(cè)太湖水體中Cu的形態(tài)分布和生物有效性[J]. 環(huán)境化學(xué), 2014, 33(7): 1107-1114

Yu H J, Zhang S, Zou G F, et al. Predicting copper speciation and bio-availability in Taihu Lake using Biotic Ligand Model (BLM) [J]. Environmental Chemistry, 2014, 33(7): 1107-1114 (in Chinese)

[14] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Understanding and Accounting for Method Variability in Whole Effluent Toxicity Applications under the National Pollutant Discharge Elimination System Program [R]. Washington DC: US EPA, 2000

[15] Fadri G, Bernd N. A probabilistic method for species sensitivity distributions taking into account the inherent uncertainty and variability of effects to estimate environmental risk [J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2012, 9(1): 79-86

[16] Fadri G, Roland W S, Bernd N. Probabilistic material flow modeling for assessing the environmental exposure to compounds: Methodology and an application to engineered nano-TiO2particles [J]. Environmental Modelling & Software, 2010, 25: 320-332

[17] Hayashi T I, Kashiwagi N. A Bayesian approach to probabilistic ecological risk assessment: Risk comparison of nine toxic substances in Tokyo surface waters [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2011, 18: 365-375

[18] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses [R]. (PB 85-227049). Washington DC: US EPA, NTIS, 1985

[19] 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

[20] Organization for Economic Co-operation and Development. Report of the OECD Workshop on Extrapolation of Laboratory Aquatic Toxicity Data to the Real Environment [R]. Paris: OECD, 1992

[21] 蘇海磊, 吳豐昌, 李會(huì)仙, 等. 太湖生物區(qū)系研究及與北美五大湖的比較[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2011, 24(12): 1346-1354

Su H L, Wu F C, Li H C, et al. Aquatic biota of Taihu Lake and comparison with those of the North American great lakes [J]. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(12): 1346-1354 (in Chinese)

[22] 蘇海磊, 吳豐昌, 李會(huì)仙, 等. 我國(guó)水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)的物種選擇[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 25(5): 506-511

Su H L, Wu F C, Li H C, et al. Species selection for deriving water quality criteria for protection of aquatic organisms in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2012, 25(5): 506-511 (in Chinese)

[23] United States Environmental Protection Agency. ECOTOX Database [DB/OL]. http://cfpub.epa.gov/ecotox/

[24] 劉偉, 吳孝兵, 趙娟. 重金屬Cu2+對(duì)錦鯽和日本沼蝦的急性毒性研究[J]. 資源開(kāi)發(fā)與市場(chǎng), 2008, 24(10): 868-870

Liu W, Wu X B, Zhao J. Study on acute toxicity of Cu2+to crucian carp and Japan marsh shrimp [J]. Resource Development and Market, 2008, 24(10): 868-870 (in Chinese)

[25] 劉曉旭, 施蔡雷, 曹慧, 等. 銅和阿特拉津?qū)ΞT江彩鯉的聯(lián)合毒性研究[J]. 杭州師范大學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 9(4): 263-267

Liu X X, Shi C L, Cao H, et al. Joint toxicity of Cu2+and atrazine on C. carpio var. color [J]. Journal of Hangzhou Normal University, 2010, 9(4): 263-267 (in Chinese)

[26] 楊麗華, 方展強(qiáng), 鄭文彪. 重金屬對(duì)鯽魚(yú)的生物毒性及安全濃度評(píng)價(jià)[J]. 華南師范大學(xué)學(xué)報(bào), 2003(2): 101-106

Yang L H, Fang Z Q, Zheng W B. Safety assessment and acute toxicity of heavy metals to crucian Carassius auratus [J]. Journal of South China Normal University, 2003(2): 101-106 (in Chinese)

[27] 劉大勝, 孔強(qiáng), 王大榜, 等. 金屬離子魚(yú)類(lèi)急性研究及對(duì)環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)修訂的啟示意義[J]. 環(huán)境科學(xué)與管理, 2010, 35(4): 38-42

Liu D S, Kong Q, Wang D B, et al. Fish acute toxicity of metal ions and its inspiration for environmental standards revision [J]. Environmental Science and Management, 2010, 35(4): 38-42 (in Chinese)

[28] 陳萬(wàn)光, 屈菊平, 鄧平平, 等. Cu2+,Pb2+對(duì)高體鳑鲏幼魚(yú)的急性毒性試驗(yàn)[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010(4): 243-244

Chen W G, Qu J P, Deng P P, et al. Acute toxicity test of Cu2+and Pb2+on juvenile Rhodeus ocellatus [J]. Journal of Jiangsu Agriculture, 2010(4): 243-244 (in Chinese)

[29] 楊建華, 宋維彥. 3種重金屬離子對(duì)中華鳑鲏?mèng)~的急性毒性及安全濃度研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, 38(23): 12481-12482, 12485

Yang J H, Song W Y. Study on acute toxicity and safe concentration of 3 heavy metal ions to Rhodens sinensis gunther [J]. Journal of Anhui Agriculture, 2010, 38(23): 12481-12482, 12485 (in Chinese)

[30] 何志強(qiáng), 鄭永華. 重金屬(銅、鋅和汞)對(duì)中華倒刺鲃生物毒性效應(yīng)的研究[D]. 重慶: 西南大學(xué), 2008

He Z Q, Zheng Y H. Biotoxicity effect studies on heavy metals(copper, zinc and mercury) in Spinibarbus sinensis [D]. Chongqing: Southwest University, 2008 (in Chinese)

[31] 王偉莉, 焦聰穎, 閆振廣, 等. 水體硬度對(duì)銅和鎘生物毒性的影響[J]. 環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào), 2013, 3(3): 272-278

Wang W L, Jiao C Y, Yan Z G, et al. Effects of water hardness on ecotoxicity of cadmium and copper to aquatic organisms [J]. Journal of Environmental Engineering Technology, 2012, 3(3): 272-278 (in Chinese)

[32] 程霄玲, 鄭永華, 唐洪玉, 等. Cu2+、Zn2+、Cd2+對(duì)厚頜魴幼魚(yú)的聯(lián)合致毒效應(yīng)研究[J]. 淡水漁業(yè), 2009, 39(2): 54-59

Chen X L, Zheng Y H, Tang H Y, et al. Study on the joint toxicity of Cu2+, Zn2+, Cd2+to the juvenile of Megalobrama pellegrini [J]. Freshwater Fisheries, 2009, 39(2): 54-59 (in Chinese)

[33] 葉素蘭, 余治平. Cu2+、Pb2+、Cd2+、Cr6+對(duì)鳙胚胎和仔魚(yú)的急性致毒效應(yīng)[J]. 水產(chǎn)科學(xué), 2009, 28(5): 263-267

Ye S L, Yu Z P. Acute toxicity of Cu2+, Pb2+, Cd2+and Cr6+to embryos and larvae of bighead carp Aristichthys nobilis [J]. Fisheries Science, 2009, 28(5): 263-267 (in Chinese)

[34] 張穎. 重金屬對(duì)蛇鮈的急性毒性研究[J]. 西昌學(xué)院學(xué)報(bào), 2007, 21(1): 20-23

Zhang Y. Acute toxicity of heavy metals to Longnose gudgeon [J]. Journal of Xichang College, 2007, 21(1): 20-23 (in Chinese)

[35] 朱國(guó)霞, 季延濱, 孫學(xué)亮. Cu2+, Fe2+及銅鐵合劑對(duì)血鸚鵡幼魚(yú)的急性毒性試驗(yàn)[J]. 中國(guó)水產(chǎn), 2013(8): 56-58

Zhu G X, Ji Y B, Sun X L. Acute toxicity test of Cu2+, Fe2+and copper iron micture on juvenile blood parrotfish [J]. Journal of Fishery of China, 2013(8): 56-58 (in Chinese)

[36] 姚志峰, 章龍珍, 莊平, 等. 銅對(duì)中華鱘幼魚(yú)的急性毒性及對(duì)肝臟抗氧化酶活性的影響[J]. 中國(guó)水產(chǎn)科學(xué), 2010, 17(4): 731-738

Yao Z F, Zhang L Z, Zhuang P, et al. Effects of antioxidant enzyme in liver and acute toxicity of Cu2+on juvenile Chinese sturgeon [J]. Journal of Fishery Sciences of China, 2010, 17(4): 731-738 (in Chinese)

[37] 楊帆, 鄒容. 3種重金屬對(duì)瓦氏黃顙魚(yú)的急性毒性試驗(yàn)[J]. 水產(chǎn)科學(xué), 2008, 27(7): 368-369

Yang F, Zou R. Acute toxicity of three heavy metals to yellow catfish Pelteobagrus vachelli [J]. Fisheries Science, 2008, 27(7): 368-369 (in Chinese)

[38] 朱旭, 陳雷, 于俊海, 等. Cu2+對(duì)泥鰍急性毒性試驗(yàn)[J]. 遼寧化工, 2012, 41(9): 880-881

Zhu X, Chen L, Yu J H, et al. Acute toxicity test of Cu2+for loach [J]. Liaoning Chemical Industry, 2012, 41(9): 880-881 (in Chinese)

[39] 楊亞琴, 賈秀英. Cu2+、Zn2+和Cd2+對(duì)蟾蜍蝌蚪的聯(lián)合毒性[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2006, 12(3): 356-359

Yang Y Q, Jia X Y. Joint toxicity of Cu2+、Zn2+and Cd2+to tadpole of Bufo bufo gargarizans [J]. Chinese Journal of Applied & Environmental Biology, 2006, 12(3): 356-359 (in Chinese)

[40] 王愛(ài)民. 四種重金屬對(duì)綠蟾蜍蝌蚪的急性毒性研究[J]. 新疆大學(xué)學(xué)報(bào), 1990, 7(1): 60-64

Wang A M. Acute toxicity of 4 heavy metals on the tadpoles of Bufo viridis laurenti [J]. Journal of Xinjiang University, 1990, 7(1): 60-64 (in Chinese)

[41] 石戈, 王健鑫, 王日昕. Cu2+對(duì)中國(guó)林蛙蝌蚪生長(zhǎng)發(fā)育的毒性效應(yīng)[J]. 吉林師范大學(xué)學(xué)報(bào), 2007(3): 71-73

Shi G, Wang J X, Wang R X. Toxic effects of Cu2+on Rana chensinensis tadpole growth and development [J]. Journal of Jilin Normal University, 2007(3): 71-73 (in Chinese)

[42] 姚丹, 萬(wàn)琳燕, 耿寶榮, 等. Cu2+對(duì)日本林蛙蝌蚪的急性毒性研究[J]. 福建師范大學(xué)學(xué)報(bào), 2004, 20(4): 117-120

Yao D, Wan L Y, Geng B R, et al. Acute toxicity of Cu2+to Rana japonica tadpoles [J]. Journal of Fujian Normal University, 2004, 20(4): 117-120 (in Chinese)

[43] 黃帆, 郭正元, 徐珍, 等. 霸螨靈與Cu2+對(duì)蝌蚪的急性毒性試驗(yàn)研究[J]. 云南環(huán)境科學(xué), 2006, 25(2): 1-3

Huang F, Guo Z Y, Xu Z, et al. Study on acute toxicity of Fenpyroximate and copper to tadpole [J]. Yunnan Environmental Science, 2006, 25(2): 1-3 (in Chinese)

[44] 汪學(xué)英, 盧祥云, 李春梅, 等. 重金屬離子對(duì)黑斑蛙胚胎及蝌蚪的毒性影響[J]. 四川動(dòng)物, 2001, 20(2): 59-61

Wang X Y, Lu X Y, Li C M, et al. Toxicity of heavy metal irons to embryos and larvae of Rana nigromaculata [J]. Sichuan Journal of Zoology, 2001, 20(2): 59-61 (in Chinese)

[45] 楊再福. 銅和汞對(duì)蝌蚪聯(lián)合毒性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 2001, 20(5): 370-371

Yang Z F. Joint-toxicity of copper and hydrargyrum on tadpole [J]. Agro-environmental Protection, 2001, 20(5): 370-371 (in Chinese)

[46] 王志錚, 呂敢堂, 施建軍, 等. 4種重金屬離子對(duì)中華鱉(Trionyx sinensis)稚鱉的急性毒性效應(yīng)[J]. 海洋與湖沼, 2009, 40(6): 745-752

Wang Z Z, Lv G T, Shi J J, et al. Acute toxic effects of four heavy metals on Trionyx sinensis juveniles [J]. Oceanologia et Limnologia Sinica, 2009, 40(6): 745-752 (in Chinese)

[47] 杞桑, 吳棉國(guó), 張弦. 三種枝角類(lèi)的實(shí)驗(yàn)生物學(xué)和急性毒性試驗(yàn)[J]. 暨南大學(xué)學(xué)報(bào), 1991, 12(3): 73-78

Qi S, Wu J G, Zhang X. The biological characteristics of three cladocerans and acute toxic test [J]. Journal of Jinan University, 1991, 12(3): 73-78 (in Chinese)

[48] 劉存歧, 安通偉, 張亞娟, 等. Cu2+對(duì)日本沼蝦的毒性研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2008, 36(28): 12285-12286

Liu C Q, An T W, Zhang Y J, et al. Toxicity study of Cu2+on Macrobrachium nipponense [J]. Journal of Anhui Agriculture Science, 2008, 36(28): 12285-12286 (in Chinese)

[49] 江敏, 臧維玲, 姚慶禎, 等. 四種重金屬對(duì)羅氏沼蝦仔蝦的毒性作用[J]. 上海水產(chǎn)大學(xué)學(xué)報(bào), 2002, 11(3): 203-207

Jiang M, Zang W L, Yao Q Z, et al. The toxicity of four heavy metals on Macrobrachium rosenbergii postlarva [J]. Journal of Shanghai Fisheries University, 2002, 11(3): 203-207 (in Chinese)

[50] 董學(xué)興, 呂林蘭, 王愛(ài)民, 等. Cu2+和Cd2+對(duì)克氏原螯蝦幼蝦的毒性效應(yīng)研究[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志, 2010, 3(3): 90-93

Dong X X, Lv L L, Wang A M, et al. Study on the acute toxicity of Cu2+and Cd2+acting on Procambarus clarkia juvenile [J]. Journal of Hydroecology, 2010, 3(3): 90-93 (in Chinese)

[51] 米靜潔, 袁慧, 王蘭. 銅、鎘、鉻、鉛對(duì)河南華溪蟹的急性毒性作用[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2008, 36(17): 7273-7274, 7321

Mi J J, Yuan H, Wang L. Study on the acute toxic effects of and on Sinopotamon henanense [J]. Journal of Anhui Agriculture Science, 2008, 36(17): 7273-7274, 7321 (in Chinese)

[52] 趙含英, 楊家新, 陸正和, 等. Cu2+對(duì)萼花臂尾輪蟲(chóng)的毒性影響[J]. 南京師大學(xué)報(bào), 2002, 25(4): 81-85, 90

Zhao H Y, Yang J X, Lu Z H, et al. The toxic effect of Cu2+on rotifer Brachionus calyciflorus [J]. Journal of Nanjing Normal University, 2002, 25(4): 81-85, 90 (in Chinese)

[53] 潘林. Pb2+和Cu2+對(duì)水螅的急性毒性作用以及對(duì)SOD活性的影響[J]. 高師理科學(xué)刊, 2010, 30(2): 72-75, 85

Pan L. Effect of Pb2+and Cu2+on Hydra. sp. acute toxicity and SOD activity [J]. Journal of Science of Teachers’ College and University, 2010, 30(2): 72-75, 85 (in Chinese)

[54] 陳德輝, 楊劍慧, 章宗涉, 等. 藻類(lèi)的接觸致毒-恢復(fù)培養(yǎng)及其對(duì)化學(xué)物質(zhì)的安全評(píng)價(jià)[J]. 水生生物學(xué)報(bào), 1999, 23(5): 455-459

Chen D H, Yang J H, Zhang Z S, et al. Algal toxicity test with exposure-recovery and its application to the safety assessmen of chemicals [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 1999, 23(5): 455-459 (in Chinese)

[55] 劉益浩, 王超. 斜生柵藻與重金屬的相互作用研究[D]. 南京: 河海大學(xué), 2007

Liu Y H, Wang C. Interactions between Scenedesmus Obliquus and heavy metals [D]. Nanjing: Hohai University, 2007 (in Chinese)

[56] 閆海, 潘綱, 霍潤(rùn)蘭. 銅、鋅和錳抑制月形藻生長(zhǎng)的毒性效應(yīng)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2001, 21(3): 328-332

Yan H, Pan G, Huo R L. Oxic effects of copper, zinc and manganese on the inhibition of the growth of Closterium lunula [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2001, 21(3): 328-332 (in Chinese)

[57] 潘永全, 張?jiān)泼? 韓志剛, 等. 紅劍魚(yú)、孔雀魚(yú)、食蚊魚(yú)亞慢性毒性試驗(yàn)[J]. 四川動(dòng)物, 2007, 26(3): 674-678

Pan Y Q, Zhang Y M, Han Z G, et al. Subchronic toxicity test for Xiphophorus helleri, Lebistes reticulates and Gambusia affinis [J]. Sichuan Journal of Zoology, 2007, 26(3): 674-678 (in Chinese)

[58] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Great lakes water quality initiative criteria documents for the protection of aquatic life in ambient water [R]. (EPA-820-B-95-004). Washington DC: US EPA, Office of Water, 2009

[59] 易秀. 銅對(duì)生物有機(jī)體的毒性及抗性機(jī)理[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 1997, 16(4): 187-189

Yi X. Toxicity of copper on biological organisms and resistance mechanism of biological organisms [J]. Agro-environmental Protection, 1997, 16(4): 187-189 (in Chinese)

[60] 孔祥臻, 何偉, 秦寧, 等. 重金屬對(duì)淡水生物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的物種敏感性分布評(píng)估[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2011, 31(9): 1555-1562

Kong X Z, He W, Qin N, et al. Assessing acute ecological risks of heavy metals to freshwater organisms by species sensitivity distributions [J]. China Environmental Science, 2011, 31(9): 1555-1562 (in Chinese)

[61] Canadian Council of Ministers of the Environment. Protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life [R].Winnipeg: Canadian Council of Ministers of the Environment, 1999

[62] Australia and New Zealand Environment and Conservation Council and Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand. Australia and New Zealand guidelines for fresh and marine water quality [R]. Canberra: ANZECC and ARMCANZ, 2000

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

◆

Deriving Aquatic Water Quality Criteria for Copper in Taihu Lake by Probabilistic Species Sensitivity Distributions

Hou Jun1,2,*, Zhao Qianyuan1,2, Wang Chao1,2, Wang Peifang1,2, Miao Lingzhan1,2, Lv Bowen1,2

1. Key Laboratory of Integrated Regulation and Resource Development on Shallow Lakes, Ministry of Education, Hohai University, Nanjing 210098, China 2. College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China

2 November 2014 accepted 24 November 2014

Acute and chronic water quality criteria of copper for Taihu are derived to be 14.57 μg·L-1and 3.26 μg·L-1by the method of probabilistic species sensitivity distribution, respectively. Moreover, the results show that invertebrates are more sensitive than vertebrates, and crustaceans are more sensitive than fishes. Our method is superior to the traditional species sensitivity distribution. In our method, the toxicity effects are considered fully and reasonably, and data are fitted more efficiently. The amount of data exhibits little effect on the results. Furthermore, the method exhibits higher stability. The results can be served as reference of water quality standard of copper in Taihu. It can provide technical support for water environment management.

copper; aquatic life; acute toxicity; chronic toxicity; water quality criteria; Taihu; probabilistic species sensitivity distribution

國(guó)家杰出青年基金項(xiàng)目(51225901)；國(guó)家自然科學(xué)基金(51479047；41430751；51209069)；國(guó)家十二五水專(zhuān)項(xiàng)課題(2012ZX07101-008)；江蘇省杰出青年基金項(xiàng)目(BK2012037)；教育部創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)發(fā)展計(jì)劃(IRT13061)

侯俊(1979-)，男，博士，副研究員，主要研究方向?yàn)樗Y源保護(hù)與生態(tài)修復(fù)，E-mail: hhuhjyhj@126.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: hhuhjyhj@126.com

10.7524/AJE.1673-5897.20141102002

2014-11-02 錄用日期：2014-11-24

1673-5897(2015)1-191-13

X171.5

A

侯俊, 趙芊淵, 王超, 等. 應(yīng)用概率物種敏感度分布法研究太湖銅水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2015, 10(1): 191-203

Hou J, Zhao Q Y, Wang C, et al. Deriving aquatic water quality criteria for copper in Taihu Lake by probabilistic species sensitivity distributions [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 191-203 (in Chinese)