張家瑋，齊觀景，趙昊鐸，葛卉，劉慶偉，史江紅,*，于相毅，毛巖，郭偉，孟耀斌，李曉巖

1. 廣東省土壤與地下水污染防控及修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南方科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，深圳 518055 2. 國家環(huán)境保護(hù)流域地表水-地下水污染綜合防治重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南方科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，深圳 518055 3. 香港大學(xué)土木工程系，香港 4. 生態(tài)環(huán)境部固體廢物與化學(xué)品管理技術(shù)中心，北京 100029 5. 北京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)部，北京 100875

壬基酚(nonylphenol, NP)是化學(xué)工業(yè)和有機(jī)合成工業(yè)中重要的中間體[1]，在工業(yè)中主要用于合成壬基酚聚氧乙烯醚(nonylphenol ethoxylate, NPEO)。NPEO作為性能優(yōu)良的表面活性劑、乳化劑、分散劑和潤滑劑等廣泛應(yīng)用于洗滌劑、造紙、紡織和農(nóng)藥制造等行業(yè)[2]。環(huán)境中的NP主要來源于其前體物質(zhì)NPEO的天然降解或污水處理廠的生物分解[3]。NP性質(zhì)穩(wěn)定、難降解，是典型的內(nèi)分泌干擾物質(zhì)(endocrine disrupting chemicals, EDCs)，能夠干擾生物體的內(nèi)分泌系統(tǒng)，損傷神經(jīng)系統(tǒng)和生殖系統(tǒng)，破壞抗氧化系統(tǒng)，損傷DNA，從而直接影響生物的生存和繁衍[4]。環(huán)境中極低濃度的NP(如誘導(dǎo)魚類卵黃蛋白原合成的起始濃度僅為1 μg·L-1)就可構(gòu)成對生物系統(tǒng)的有害影響[5]。隨著NP及NPEO作為化工原料的廣泛使用，大量NP會進(jìn)入并在江河湖泊等自然水體中長期賦存，對生態(tài)系統(tǒng)造成潛在危害[6]。因此，開展水環(huán)境中NP的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估研究對制定水環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)管控措施具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估旨在評估生態(tài)系統(tǒng)受一種或多種環(huán)境脅迫影響的可能性[7]，是定量研究有毒污染物生態(tài)危害的重要手段[8]。目前，世界上關(guān)于NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)準(zhǔn)則主要分為美國與歐盟2個(gè)評價(jià)體系和標(biāo)準(zhǔn)。美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)基于大量毒理學(xué)的研究數(shù)據(jù)，結(jié)合NP對多種水生生物的劑量-效應(yīng)關(guān)系于2005年頒布了NP的環(huán)境水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，分別限定了淡水中急性毒性和慢性毒性濃度的標(biāo)準(zhǔn)值28 μg·L-1和6.6 μg·L-1[9]，對監(jiān)測到的水體中的NP進(jìn)行比較評價(jià)。歐盟于2003年發(fā)布的《風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)技術(shù)導(dǎo)則》(TGD)中，采用環(huán)境預(yù)測濃度(predicted exposure concentration, PEC)和預(yù)測無效應(yīng)濃度(predicted no effect concentration, PNEC)的風(fēng)險(xiǎn)商(risk quotient, RQ)來評價(jià)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[10]。針對水體中的預(yù)測無效應(yīng)濃度PNECwater，該技術(shù)導(dǎo)則提出了評價(jià)因子法(assessment factor, AF)和基于物種敏感性分布(species sensitivity distribution, SSD)的統(tǒng)計(jì)外推法2種方法。如果化學(xué)物質(zhì)的毒理學(xué)數(shù)據(jù)不能滿足統(tǒng)計(jì)外推法的要求，可用已知物質(zhì)對3個(gè)營養(yǎng)級生物(藻、蚤和魚)的毒理學(xué)數(shù)據(jù)，除以相應(yīng)的AF，即可得出PNECwater。歐盟基于慢性毒性實(shí)驗(yàn)中NP對最敏感水生植物藻類的72 h的10%效應(yīng)濃度(72 h-EC10)3.3 μg·L-1獲取PNECwater值0.33 μg·L-1，并據(jù)此開展相關(guān)的風(fēng)險(xiǎn)分析[11]。

與國外NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)領(lǐng)域的研究成果相比，我國研究起步較晚，尚未發(fā)布相關(guān)的環(huán)境基準(zhǔn)或標(biāo)準(zhǔn)。近年來，有學(xué)者開始利用美國或歐盟的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)體系，針對國內(nèi)環(huán)境中NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)問題開展探索性研究。陳慰雙[12]首次較為全面地總結(jié)分析了我國NP污染現(xiàn)狀與分布特征，并基于商值法及US EPA水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估。高培[13]利用中國本地物種毒性數(shù)據(jù)構(gòu)建SSD模型，分別采用商值法和安全閾值法評價(jià)了我國沿海水體中NP的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，相比前人研究增加了評價(jià)可靠性。Jin等[14]基于NP對水生生物生殖適度的影響，采用如繁殖毒性等非傳統(tǒng)毒性終點(diǎn)構(gòu)建SSD模型，并利用商值法和概率法評估了NP的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，其結(jié)果較為精準(zhǔn)地表述了NP的內(nèi)分泌干擾效應(yīng)。Zhang等[15]在構(gòu)建NP急慢性SSD模型時(shí)引入最小樣本量的計(jì)算，較為精確地表征了模型的不確定性，為NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的量化提供了較好的方法手段。此外，還有一些學(xué)者針對NP不同介質(zhì)中的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)采用類似方法進(jìn)行評估，并開展了國內(nèi)外對比研究[16-18]。

長三角地區(qū)化工產(chǎn)業(yè)集聚，呈現(xiàn)沿江、沿河、沿湖和沿海分布的特點(diǎn)，有毒有害物質(zhì)種類繁多，生態(tài)環(huán)境狀況面臨巨大的挑戰(zhàn)[19]。長三角地區(qū)人口稠密，河網(wǎng)密集，自然保護(hù)地等敏感生境分布集中，同時(shí)是國家重要的優(yōu)質(zhì)商品糧生產(chǎn)基地之一，具有生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估的典型性[20]。SSD法已廣泛應(yīng)用于水生生物基準(zhǔn)制定及水環(huán)境生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估等研究工作[21]，其內(nèi)涵是在結(jié)構(gòu)復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)中，不同物種對某一環(huán)境脅迫的敏感程度服從一定的概率分布[22]。由于不同地理區(qū)域敏感物種有所差異，采用SSD法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)時(shí)，物種選擇會影響對水質(zhì)基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評估結(jié)果的分析[23]，增加物種結(jié)構(gòu)并引入本地物種將可能降低風(fēng)險(xiǎn)評估的不確定性。雖然，目前多個(gè)研究利用了NP對中國本地物種毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行了生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估，但是缺少對風(fēng)險(xiǎn)評估結(jié)果產(chǎn)生的差異的比較分析及不確定性的討論與量化。因此，本研究通過收集篩選NP對通用物種及中國本地物種急慢性毒性數(shù)據(jù)、長三角地區(qū)地表水NP暴露濃度數(shù)據(jù)，采用SSD法擬合毒性數(shù)據(jù)獲取急慢性PNEC值。采用商值法表征長三角地區(qū)地表水NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，以期為我國開展流域或區(qū)域水體中NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的精準(zhǔn)評估提供可靠的方法和技術(shù)體系參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 數(shù)據(jù)搜集與篩選

NP毒性數(shù)據(jù)主要來源于US EPA的ECOTOX毒性數(shù)據(jù)庫(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)和公開發(fā)表文獻(xiàn)及相關(guān)政府文件等。數(shù)據(jù)篩選遵循準(zhǔn)確性、相關(guān)性和可靠性的原則[24]，參照國內(nèi)外相關(guān)水質(zhì)基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)技術(shù)導(dǎo)則等[25]。所選毒性數(shù)據(jù)的試驗(yàn)方法應(yīng)符合我國《化學(xué)品測試方法》、US EPA、經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(OECD)和美國材料與試驗(yàn)協(xié)會(ASTM)發(fā)布的標(biāo)準(zhǔn)試驗(yàn)方法。對于急性毒性數(shù)據(jù)，選擇毒性終點(diǎn)為半致死濃度(median lethal concentration, LC50)或半效應(yīng)濃度(median effect concentration, EC50)，毒性效應(yīng)為致死或生長抑制。其中，對于脊椎動物(vertebrate)和藻類(algae)，優(yōu)先選擇96 h-LC50/EC50；對于無脊椎動物(invertebrate)，優(yōu)先選擇48 h-LC50/EC50。對于慢性毒性數(shù)據(jù)，優(yōu)先選擇毒性終點(diǎn)為無觀察效應(yīng)濃度(又稱最大無作用濃度)(no observed effect concentration, NOEC)，NOEC無法獲取時(shí)，選擇最低觀察效應(yīng)濃度(lowest observed effect concentration, LOEC)、最大容許毒物濃度(maximum acceptable toxicant concentration, MATC)和x%效應(yīng)濃度(x% effect concentration, ECx)。慢性毒性效應(yīng)包括致死、生長抑制、繁殖毒性、基因毒性和生化毒性等。同物種、同終點(diǎn)有多個(gè)毒性值可用時(shí)，取其幾何平均值為物種平均毒性值。

物種分布信息主要來源于生命大百科全書(Encyclopedia of Life, http://eol.org)數(shù)據(jù)庫、中國生物物種名錄(Catalogue of Life China, http://www.cncdiversitas.org)數(shù)據(jù)庫及地方動物志等[26]，用于區(qū)分是否為中國本地物種。

長三角地區(qū)地表水NP暴露濃度數(shù)據(jù)主要來源于公開發(fā)表文獻(xiàn)及相關(guān)政府文件等。剔除檢測方法不明、缺少質(zhì)控和采樣點(diǎn)靠近工業(yè)區(qū)等無效數(shù)據(jù)。圖表數(shù)據(jù)采用GSYS 2.4軟件(日本北海道大學(xué)核反應(yīng)數(shù)據(jù)中心)進(jìn)行數(shù)字化。

1.2 SSD模型構(gòu)建與統(tǒng)計(jì)計(jì)算

目前，SSD模型的構(gòu)建尚未有統(tǒng)一的方法，一般地，構(gòu)建SSD模型的方法分為基于確定概率的參數(shù)擬合法與基于抽樣分布的非參數(shù)擬合法2種方法[21]。其中，基于確定概率的參數(shù)擬合法中模型主要有對數(shù)正態(tài)(log-normal)、對數(shù)邏輯斯蒂(log-logistic)、對數(shù)岡布爾(log-Gumbel)和威布爾(Weibull)等；基于抽樣分布的非參數(shù)擬合法主要有bootstrap法和蒙特卡洛(Monte Carlo)法等。參數(shù)擬合模型的累積分布函數(shù)(cumulative distribution function, CDF)如下所示：

對數(shù)正態(tài)(log-normal)：

(1)

對數(shù)邏輯斯蒂(log-logistic)：

(2)

岡布爾(Gumbel)：

CDF(x,μ,β)=e-e-(x-μ)/β

(3)

威布爾(Weibull)：

(4)

本研究采用最大似然估計(jì)擬合模型，并采用Anderson-Darling檢驗(yàn)、Kolmogorov-Smirnov檢驗(yàn)和赤池信息準(zhǔn)則(Akaike’s information criterion)等方法評估擬合優(yōu)度(goodness of fit)，選取最優(yōu)擬合模型[27]。為了表征模型擬合不確定度，采用非參數(shù)bootstrap估計(jì)法取得95%置信區(qū)間(confidence interval, CI)。模型構(gòu)建與相關(guān)統(tǒng)計(jì)計(jì)算由統(tǒng)計(jì)語言R(R v3.6.1 package, www.r-project.org)及相關(guān)程序包完成，如ssdtools[28](https://bcgov.github.io/ssdtools/index.html)和tidyverse(https://www.tidyverse.org/)等。

通過已構(gòu)建的SSD曲線可得到反映95%物種未受影響的濃度(hazardous concentration for 5% of species, HC5)值，PNEC由HC5/AF(AF為評估因子，取1～5)得到。HC5及其95% CI采用bootstrap法(迭代10 000次)進(jìn)行估計(jì)。為了得到較為精確的HC5值，要求一定的最小樣本量[27]。最小樣本量的估計(jì)方法如下所述：首先，采用可放回抽樣的方法從原始樣本集中獲取樣本大小為6至N(N為原始數(shù)據(jù)集樣本數(shù))的子樣本集后，分別采用上述方法構(gòu)建SSD曲線，計(jì)算得到HC5值(迭代5 000次)；然后，最小樣本量使用統(tǒng)計(jì)語言R中變化點(diǎn)分析(change point analysis)進(jìn)行估計(jì)[15,27,29]。

1.3 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)表征

選擇商值法表征生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。商值法通過環(huán)境監(jiān)測濃度(environmental exposure concentration, EEC)或通過模型預(yù)測的暴露濃度(PEC)與PNEC之間的比率計(jì)算得到RQ，提供對生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的粗略估計(jì)。根據(jù)RQ將生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分為3等級：高風(fēng)險(xiǎn)(RQ≥1)、中等風(fēng)險(xiǎn)(1>RQ≥0.1)和低風(fēng)險(xiǎn)(RQ<0.1)[17,30]。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 長三角地區(qū)地表水NP分布特征

如圖1所示，長三角地區(qū)地表水NP的濃度變化范圍為駱馬湖0.32～1.76 μg·L-1、長江南京段0.42～0.86 μg·L-1、淮河0.22～0.63 μg·L-1、長江上海段0.041～0.37 μg·L-1、太湖0.096～1.20 μg·L-1。其中，駱馬湖NP濃度較高，可能是因?yàn)轳橊R湖周邊含酚類工業(yè)比例較高，生活及工業(yè)污水未能較好處理[31-32]。

圖1 長三角地區(qū)地表水壬基酚(NP)濃度分布Fig. 1 Concentrations of nonylphenol (NP) in surface waters of the Yangtze River Delta

褚春瑩等[33]調(diào)查了膠州灣入海河流中NP的污染特征，發(fā)現(xiàn)枯水期和豐水期濃度分別為0.11～3.17 μg·L-1和0.09～10.8 μg·L-1。侯紹剛等[34]同樣也對黃河(蘭州段)的NP進(jìn)行研究，研究結(jié)果與膠州灣一致，濃度為0.24～2.10 μg·L-1。而在我國其他流域中NP也都有檢出，包括珠江流域(0.20～1.64 μg·L-1)[35]、海河流域(0.11～0.30 μg·L-1)[36]和長江流域(0.02～6.85 μg·L-1)[37]等。與上述分布相比，長三角地區(qū)地表水NP濃度水平處于中等水平，但與國外的一些地表水體相比，長三角地區(qū)地表水NP濃度水平較高。歐洲、北美和韓國等地區(qū)和國家地表水體中，NP亦有檢出，如法國塞納河NP濃度為0.057～0.15 μg·L-1[38]，希臘中部內(nèi)陸水體為未檢出～2.54 μg·L-1[39]，西班牙米尼奧河為0.033～1.03 μg·L-1[40]，加拿大圣勞倫斯河為0.013～0.92 μg·L-1[41]，韓國馬山灣為0.10～0.98 μg·L-1[42]。

2.2 NP淡水水生生物毒性效應(yīng)

如表1和表2所示，收集整理篩選NP對中國本地淡水水生生物的急慢性數(shù)據(jù)，其中，慢性毒性效應(yīng)分為致死、生長抑制、繁殖毒性、生化及基因毒性4類。數(shù)據(jù)涵蓋生態(tài)系統(tǒng)中生產(chǎn)者(藻類)、初級消費(fèi)者(甲殼類等無脊椎動物)和高級消費(fèi)者(兩棲類、魚類等脊椎動物)。引用US EPA《壬基酚水生生物環(huán)境水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》[9]中淡水急慢性數(shù)據(jù)作為本研究通用敏感物種毒性數(shù)據(jù)。

表1 中國本地敏感物種的NP急性毒性數(shù)據(jù)Table 1 Biological acute toxicity data of NP for native sensitive species in China

表2 中國本地敏感物種的NP慢性毒性數(shù)據(jù)Table 2 Biological chronic toxicity data of NP for native sensitive species in China

淡水勾蝦(Hyalellaazteca)和多刺裸腹溞(Moinamacrocopa)分別為通用物種與中國本地物種中對NP急性毒性最為敏感的物種，兩者均為無脊椎動物，毒性值較為接近，分別為55.72 μg·L-1和65 μg·L-1。淡水勾蝦(Hyalellaazteca)廣泛分布于北美地區(qū)，在湖泊沉積物中占據(jù)重要生態(tài)位，是水生毒性測試代表性物種[76]。多刺裸腹溞(Moinamacrocopa)是典型枝角類浮游動物，在淡水生態(tài)系統(tǒng)中起到了連接食物鏈的作用，是淡水生態(tài)系統(tǒng)中非常重要的組成部分。多刺裸腹溞(Moinamacrocopa)在我國分布廣泛，對外界環(huán)境污染物的敏感性強(qiáng)，常被用于評價(jià)淡水水體污染物急性毒性等生態(tài)毒理學(xué)試驗(yàn)中，并且毒性數(shù)據(jù)較為豐富[43,77-79]。不同于急性毒性，通用物種與中國本地物種中對NP慢性毒性最為敏感的物種均為脊椎動物。在通用物種中，虹鱒(Oncorhynchusmykiss)和黑頭呆魚(Pimephalespromelas)慢性毒性值分別為7.86 μg·L-1和10.18 μg·L-1。在本地物種中，青鳉(Oryziaslatipes)生化及基因毒性值(2 μg·L-1)和生長抑制毒性值(4.23 μg·L-1)、鯉(Cyprinuscarpio)生長抑制毒性值(2.2 μg·L-1)及稀有鮈鯽(Gobiocyprisrarus)繁殖毒性值(3 μg·L-1)均明顯小于通用物種。青鳉(Oryziaslatipes)是毒理學(xué)研究中代表性模式生物，毒性數(shù)據(jù)豐富。稀有鮈鯽(Gobiocyprisrarus)是我國特有魚類，從20世紀(jì)90年代開始，以中國科學(xué)院水生生物研究所為代表的眾多科研單位利用其開展了化學(xué)品毒性測試等相關(guān)研究。稀有鮈鯽(Gobiocyprisrarus)對農(nóng)藥、二惡英和重金屬等化學(xué)品非常敏感，是進(jìn)行化學(xué)品毒性測試和環(huán)境水樣毒性實(shí)驗(yàn)的理想本土模式生物[80-83]。鯉(Cyprinuscarpio)是我國分布最為廣泛的淡水魚種之一，與前述兩者同屬鯉科(Cyprinidae)。劉征濤等[84]在水質(zhì)基準(zhǔn)推算研究的最少毒性數(shù)據(jù)需求分析中，建議將鯉科(Cyprinidae)作為我國水生生物基準(zhǔn)的代表性物種。上述本地敏感物種對NP等污染物急慢性毒性敏感，實(shí)驗(yàn)方法完備，其他污染物毒性數(shù)據(jù)較為豐富，具有較高的地域代表性，可作為理想的本地模式生物應(yīng)用于我國生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估和水質(zhì)基準(zhǔn)的制定。

采用1.2建立的SSD法利用統(tǒng)計(jì)語言R進(jìn)行數(shù)據(jù)擬合。SSD擬合優(yōu)度結(jié)果顯示，對數(shù)正態(tài)模型Anderson-Darling檢驗(yàn)值、赤池信息準(zhǔn)則值均為最小，擬合優(yōu)度最佳，如表3所示。本研究選取對數(shù)正態(tài)分布建立SSD模型。如圖2所示，最小樣本量估計(jì)顯示，本研究中基于本地急慢性毒性數(shù)據(jù)集的SSD最小樣本量分別為12和11。Wheeler等[85]建議使用SSD法時(shí)需要10個(gè)以上的生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)來估計(jì)HC5，Maltby等[86]建議基于正態(tài)分布的SSD模型并采用Anderson-Darling檢驗(yàn)時(shí)，需要至少6個(gè)生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)。OECD規(guī)定使用SSD法時(shí)需要至少5種物種的慢性生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)。在本研究中，本地敏感物種樣本集均大于最小樣本量估計(jì)值，表明模型具有較高穩(wěn)健性和準(zhǔn)確性。

圖2 中國本地敏感物種的物種敏感性分布法(SSD)的最小樣本量估計(jì)注：(a) 基于急性數(shù)據(jù)；(b) 基于慢性數(shù)據(jù)；HC5表示95%物種未受影響的濃度值。Fig. 2 Minimum sample size estimation for Chinese native species of species sensitivity distribution (SSD) methodNote: (a) based on acute data; (b) based on chronic data; HC5 indicates hazardous concentration for 5% of species.

表3 模型擬合優(yōu)度Table 3 Goodness of fit of selected models

基于通用敏感物種和中國本地敏感物種數(shù)據(jù)，構(gòu)建SSD曲線，如圖3和圖4所示，并分別計(jì)算HC5。結(jié)果表明，NP對通用敏感物種急性毒性HC5=76.0(CI=17.0～119) μg·L-1，慢性毒性HC5=5.90(CI=2.08～23.6) μg·L-1；本地敏感物種急性毒性HC5=57.4(CI=25.7～143) μg·L-1，慢性毒性HC5=1.56(CI=0.57～4.40) μg·L-1。

基于HC5利用1.3建立的方法計(jì)算PNEC，綜合考慮數(shù)據(jù)數(shù)量與質(zhì)量、物種結(jié)構(gòu)和模型擬合優(yōu)度等因素[17]，對于急性毒性數(shù)據(jù)AF取3，慢性毒性數(shù)據(jù)AF取2。結(jié)果顯示，NP對通用敏感物種急性毒性的PNEC=25.3 μg·L-1，慢性毒性的PNEC=2.95 μg·L-1；中國本地敏感物種急性毒性的PNEC=19.1 μg·L-1，慢性毒性的PNEC=0.78 μg·L-1。本地敏感物種急慢性PNEC均小于通用敏感物種，其中，急性毒性PNEC差異較小，說明本地物種對NP的急性毒性效應(yīng)敏感程度與通用物種類似。基于慢性毒性數(shù)據(jù)計(jì)算得到的PNEC差異較大，通用敏感物種慢性PNEC為本地敏感物種的4倍左右，本地物種對于NP的慢性毒性效應(yīng)更為敏感。王曉南等[23]采用急性毒性數(shù)據(jù)構(gòu)建SSD模型，開展了中國和美國水生生物基準(zhǔn)受試物種敏感性差異研究，結(jié)果表明，對于毒性數(shù)據(jù)滿足篩選條件的As(Ⅲ)、Cr(Ⅳ)、Hg、Cu、Pb、Zn、硝基苯、對硫磷、毒死蜱和三丁基錫，除對硫磷和毒死蜱外，其余物質(zhì)對中國物種的HC5均小于美國物種的HC5。我國本地物種對污染物的敏感程度可能更高，在生態(tài)評價(jià)中直接引用國外水質(zhì)基準(zhǔn)等易對我國本地敏感生物產(chǎn)生“欠保護(hù)”結(jié)果。

圖3 NP對通用敏感物種的SSD曲線注：(a) 基于急性數(shù)據(jù)；(b) 基于慢性數(shù)據(jù)。Fig. 3 SSD curves of general species for NPNote: (a) based on acute data; (b) based on chronic data.

圖4 NP對中國本地敏感物種的SSD曲線注：(a) 基于急性數(shù)據(jù)；(b) 基于慢性數(shù)據(jù)。Fig. 4 SSD curves of Chinese native species for NPNote: (a) based on acute data; (b) based on chronic data.

對本地敏感物種而言，慢性PNEC遠(yuǎn)小于急性PNEC。相關(guān)研究表明，NP具有一定的內(nèi)分泌干擾效應(yīng)，同時(shí)具有神經(jīng)毒性、免疫毒性和生殖毒性等[4]。NP具有與雌激素類似的化學(xué)結(jié)構(gòu)，因此，常作為一種類外源激素對動物體內(nèi)正常的內(nèi)分泌活動產(chǎn)生干擾效應(yīng)[87]。劉萍等[88]發(fā)現(xiàn)，不同濃度NP暴露下的金魚體內(nèi)卵黃蛋白原的合成量與肝臟指數(shù)均有所上調(diào)，體現(xiàn)其一定的類雌激素效應(yīng)。胡雙慶等[89]發(fā)現(xiàn)，NP在低濃度誘導(dǎo)、高濃度抑制鯽魚巨噬細(xì)胞的增殖。張毅等[90]通過實(shí)驗(yàn)證明，長期暴露于NP下的細(xì)胞內(nèi)抗氧化生物酶活性降低，引起細(xì)胞畸形或凋亡。左明杰等[91]發(fā)現(xiàn)，NP可使部分雄性魚類和螺類雌性化，干擾魚類受精卵的成熟發(fā)育。以上研究結(jié)合本研究結(jié)果表明，NP的慢性毒性效應(yīng)可能對敏感物種特別是本地敏感物種產(chǎn)生重大影響。

2.3 長三角地區(qū)地表水NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

采用商值法計(jì)算長三角地區(qū)典型地表水的風(fēng)險(xiǎn)分布，如表4所示。長三角地區(qū)地表水基于通用、中國本地敏感物種急性毒性數(shù)據(jù)的RQ平均值為0.0076～0.052、0.0094～0.063，最大值均<0.1，結(jié)果表明，NP在長三角地區(qū)地表水均為低風(fēng)險(xiǎn)?；谕ㄓ妹舾形锓N慢性毒性數(shù)據(jù)的RQ平均值為0.0607～0.41，其中，太湖、淮河、長江南京段和駱馬湖風(fēng)險(xiǎn)均為中等；全部地區(qū)最大值超過0.1，表明存在個(gè)別中等風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域?；谥袊镜孛舾形锓N慢性毒性數(shù)據(jù)的RQ平均值為0.23～1.55，其中，駱馬湖具有高風(fēng)險(xiǎn)；太湖、長江南京段最大值超過1，個(gè)別區(qū)域具有高風(fēng)險(xiǎn)，值得進(jìn)一步關(guān)注?；诼远拘詳?shù)據(jù)的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)，表征了NP對物種產(chǎn)生內(nèi)分泌干擾效應(yīng)導(dǎo)致的生長抑制、繁殖等毒性效應(yīng)。相較于基于急性毒性數(shù)據(jù)的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)，基于慢性毒性數(shù)據(jù)的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)更為保守且合理，可以較大限度地表征生態(tài)系統(tǒng)受到NP污染的脅迫。同時(shí)，基于本地敏感物種慢性毒性數(shù)據(jù)的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)結(jié)果相較于通用物種有較大差異，基于通用物種的結(jié)論可能不足以反映實(shí)際情況，造成生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的低估，制定水質(zhì)基準(zhǔn)或采取治理措施時(shí)可能對當(dāng)?shù)厮镌斐伞扒繁Ｗo(hù)”?；诒镜匚锓N提高了風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)的準(zhǔn)確性和保守性，較為真實(shí)地反映了長三角地區(qū)地表水NP的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

表4 長三角地區(qū)地表水風(fēng)險(xiǎn)商(RQ)Table 4 The risk quotient (RQ) values of surface waters of the Yangtze River Delta

2.4 不確定性分析

盡管采用較為精確的SSD法推導(dǎo)PNEC評估生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，其不確定性仍是無法避免的[14]。本研究風(fēng)險(xiǎn)評估不確定性主要來源于：水體環(huán)境中NP時(shí)空分布不均，現(xiàn)有數(shù)據(jù)可能無法反映真實(shí)情況；實(shí)驗(yàn)室條件下產(chǎn)生的毒性數(shù)據(jù)的生態(tài)相關(guān)性不足，結(jié)果可能無法應(yīng)用于生態(tài)系統(tǒng)；SSD模型構(gòu)建等方法誤差等。

本研究暴露濃度數(shù)據(jù)收集嚴(yán)格按照篩選原則并包括濃度范圍和平均值，較為全面地反映了現(xiàn)有數(shù)據(jù)條件下長三角地區(qū)NP地表水濃度。毒性數(shù)據(jù)生態(tài)相關(guān)性可通過增加物種結(jié)構(gòu)、選取本地物種和選取慢性數(shù)據(jù)等方法提升，本研究毒性數(shù)據(jù)涵蓋生態(tài)系統(tǒng)中生產(chǎn)者、初級消費(fèi)者和高級消費(fèi)者，選取中國本地物種急慢性毒性數(shù)據(jù)構(gòu)建SSD模型并與國外通用物種對比，量化了由于毒性數(shù)據(jù)選擇帶來的NP生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的低估。本研究采用SSD模型擬合優(yōu)度檢驗(yàn)、bootstrap計(jì)算CI和最小樣本量估算等方法，進(jìn)一步降低并量化了由模型構(gòu)建帶來的不確定性。

盡管本研究嘗試多種手段降低風(fēng)險(xiǎn)評估不確定性，其結(jié)果可能與實(shí)際情況相差較遠(yuǎn)。在野外條件下，NP對生物體的暴露通常為間歇性，生物體可能修復(fù)由NP引起的非永久性損傷。生態(tài)系統(tǒng)具有較強(qiáng)的抵抗力與恢復(fù)力，系統(tǒng)穩(wěn)定性較高，SSD模型擬合結(jié)果可能不足以模擬真實(shí)情況。此外，在野外條件下自然水體中存在溶解性有機(jī)質(zhì)和懸浮顆粒物等，易吸附NP，造成暴露量減少。相比于真實(shí)水體，研究中預(yù)測的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)通常會被高估[92]。因此，本研究評估結(jié)果可以為風(fēng)險(xiǎn)決策和污染控制提供指導(dǎo)，在制定NP水質(zhì)基準(zhǔn)等管控“紅線”時(shí)需要結(jié)合實(shí)際進(jìn)一步研究。