物种敏感性地表生态风险

邻苯二甲酸酯（Phthalateesters，PAEs）是一类环境激素类物质，能在环境中持久存在而不易分解。研究表明，邻苯二甲酸酯可通过呼吸道、消化道和皮肤等途径进入人体，在人和动物体内起着类似雌性激素的作用，可导致内分泌紊乱、生殖系统机能失常等危害[1-3]。2011、2012年SinghSher和LiStevenShoei-Lung先后报道PAEs毒理分析对人类健康可能产生不利影响的前3位有心脏中毒、肝中毒和肾脏中毒并具有致畸性、致突变性和致癌性，并且推断可能导致包括心血管，肝脏，泌尿系统，内分泌生殖器疾病等20种疾病[3-4]。邻苯二甲酸二辛酯又名邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯、酞酸双（2-乙基己基）酯（Diethylhexylphthalate，DEHP）是PAEs中的一种，被普遍使用为PVC塑化剂，一旦DEHP摄入到体内后就会转化为更容易被脂肪酶更容易吸收的邻苯二甲酸单（2-乙基己基）酯（Monoethylhexylphthalate,MEHP）造成人体健康风险[3-4]。因此,近年来对邻苯二甲酸酯的研究受到广泛重视，美国环境保护署(USEPA)已将DMP、DEP、DBP、DOP、DEHP和BBP等列为优先控制的有毒污染物[5]，并规定DEHP每日摄入的参考剂量（ReferenceDose，RfD）为20μg•kg-1•d-1[6]。尽管，已有研究对DEHP在不同的环境介质中的分布进行了分析监测，我国地表水环境质量标准（GB3838—2002）制定DEHP的相关环境标准[7]，但仍缺乏基于水生态风险的水质基准方面研究。DEHP等毒害污染物可通过水体进入生态系循环中，对水生生态环境带来潜在的风险，并通过食物链传递影响人体健康，因此，开展人体健康风险和水生态风险评价等研究非常必要[8]。物种敏感性分布法（SpeciesSensitivityDistri-bution，SSD）是一种应用统计学外推生态风险方法，可用于生物风险评价的效应评价和环境基准等工作，如美国环境保护署（USEPA）等用于生物的保护工作，国内外已开展了SSD应用水生生态风险评价和土壤环境生态风险评价[9-12]。本研究通过构建DEHP的急性物种敏感性分布曲线，分析比较DEHP对于不同生物类别的毒性敏感性差异及其特征，并针对我国不同地区水体DEHP分布情况，评估我国不同地区水体DEHP对不同生物类别的生态风险，以期为我国水体DEHP污染物的生态风险评价与管理提供参考。

1材料与方法

1.1研究方法SSD是20世纪70年代末兴起的一种生态风险评价新方法[13]。该理论认为：不同门类的生物由于生活史、生理构造、行为特征和地理分布等不同而产生了差异性，其在毒理学上反映为不同的物种对污染物有不同的剂量-效应响应关系，即在结构复杂的生态系统中，不同的物种对某一胁迫因素（如有毒化学品)的敏感程度服从一定的（累积）概率分布[14-16]。SSD的用法一般分为正向（Forwarduse）和反向（Inverseuse）2种[17]。正向方法主要用于生态风险评价，即已知污染物浓度水平，通过SSD曲线计算潜在影响比例（Potentialaffectedfraction,PAF），用以表征生态系统或者不同类别生物的生态风险；而反向方法通过确定保护一个生态系统中大部分物种的污染物浓度水平来制定环境质量基准，一般使用5%危害浓度（HazardousCon-centration5%,HC5），指影响不超过5%的物种，即可以保护95%以上的物种时对应的急性浓度/慢性浓度。

1.2浓度数据来源DEHP的质量浓度数据主要来源于北京公园水体、第二松花江、黄河兰州段、黄河中下游支流、黄河中下游干流、长江重庆段、三峡库区、海河流域、长江武汉段、浙江饮用水河流、浙江湖库、南京玄武湖等地表水的文献报道（见表1）[18-27]。由表1可见，我国不同区域水体的DEHP质量浓度差异较大，南京玄武湖、第二松花江中DEHP的平均质量浓度明显高于其他地区DEHP的浓度水平；与国外水体中DEHP质量浓度相比较而言[28-34]，除南京玄武湖、第二松花江和南非的质量浓度范围相当外，西班牙EhroRiver中DEHP质量浓度最小，仅为0.7μg•L-1，其他几个国家的浓度水平和国内多数水体中DEHP的质量浓度水平相当。数据选取的遵循以下4点原则：一是尽量选择近年的报道数据；二是尽量选择地表水体；三是计算时采用平均值；四是分析监测方法基本一致。

1.3毒理数据获取SSD的构建可以使用LC5（0或EC50）或NOEC值等急性或慢性数据，本研究使用急性毒性数据构建SSD。利用美国环境保护署ECOTOX数据库（www.epa.gov/ecotox/）和相关文献，搜集DEHP对水生生物的毒理数据。根据Dubouding等[35]的研究，毒理数据筛选标准如表2。由于DEHP的毒性数据量较少，在分析时仅按照2种情况考虑：（1）全部物种不进行细分；（2）把全部物种细分为藻类（Algae）、无脊椎动物（Invertebrates）和脊椎动物（Vertebrates）3类；其

1.4SSD拟合将毒理数据（浓度值）进行对数变换，然后利用参数方法或非参数方法进行拟合，就可以得到SSD曲线。参数拟合形式主要有波尔Ⅲ模型（BurrTypeⅢ）、逻辑斯蒂累积密度模型（LogisticCDF）、对数正态累积密度模型（LognormalCDF）、韦布尔累积密度模型（WeibullCDF）、蒙特卡罗模型（MonteCarlo）、高斯模型（Gaussian）、龚珀资模型（Gompertz）、指数增长模型（ExponentialGrowth）和S型模型（Sigmoid）等[10]。目前，还没有理论研究证明SSD属于某一特定曲线形式，因此可选择不同的拟合方法[11]。本研究尝试多种模型拟合后，最终认为采用BurrIII型分布作为SSD的拟合曲线拟合效果比较好。BurrIII型分布是一种灵活的分布函数，对物种敏感性数据拟合特性较好，在澳大利亚和新西兰的环境风险评价和环境质量标准制定中被推荐使用[12]。BurrIII型函数的参数方程为：

1.5数据处理本研究将从生态系统的不同层次研究DEHP污染对淡水生物种内、种间以及整个群落的影响。对于同一物种有多个数据的情况，采用其所有浓度数据的几何均值。SSD对于毒理数据数量的最小要求没有统一的规定，OECD于1992年以及澳大利亚于2000年发表的水质标准中推荐的最小数量为5个[12]。本研究采用Bootstrap非参数方法对小样本进行统计模拟，从而获得未知分布和未知参数的统计估计[36]。

1.6HC5和PAF计算在SSD拟合曲线上对应5%累积概率的污染物质量浓度为HC5。应用BurrIII分布计算HC(q)的公式为：

2结果与分析

2.1参数计算结果表4是使用BurrIII分布模型计算得到SSD曲线的拟合参数结果。从表4可知，BurrIII分布模型拟合度，除了藻类为0.96之外，其余均大于0.99，拟合效果较好。

2.2不同物种对DEHP的敏感性不同物种对DEHP的耐受范围和HC5如表5。从图1和表5可以看出，不同物种的耐受范围存在差异。从小到大依次为无脊椎动物<脊椎动物<藻类，这可能与各物种的组别多样性有关，同时还与生物体内的脂肪含量相关。不同的耐受范围可间接看出该物种抵抗DEHP污染的能力，耐受范围越大，表示随着浓度增加，风险增大的趋势较缓慢。DEHP对不同物种的HC5从小到大依次为藻类<无脊椎动物<脊椎动物，其HC5值分别为41.01、1980.90、5441.17μg•L-1其中藻类最敏感。HC5是该物种存在生态风险的阈值，HC5越小，也是保护该物种95%的生物组别的DEHP浓度水平越低，说明DEHP对该物种的生态风险越大。从研究的数据上看，藻类、无脊椎动物、脊椎动物3类物种的几何均值分别为5555.15、5230.34、15210.71。尽管从总体上看，DEHP保护95%水生物系统生物安全的HC5为4521.46μg•L-1，但对于DEHP而言，虽然藻类在淡水生态系统中毒性耐受范围较宽，但总体毒性水平较低。由于藻类是淡水生态系统中是不可或缺的生物要素，并且DEHP具有脂溶性，经食物链逐级传递，极易造成整个淡水生态系统的生态风险和人体健康风险。

2.3中国不同区域DEHP的水生生态风险评估根据北京公园水体、第二松花江、黄河兰州段、黄河中下游支流、黄河中下游干流、长江重庆段、三峡库区、海河流域、长江武汉段、浙江饮用水河流、浙江湖库、南京玄武湖等不同地区DEHP的平均质量浓度监测值[18-27]与我国地表水环境质量标准（GB3838—2002）中集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值规定DEHP限值为8μg•L-1相比，则黄河中下游支流、长江武汉段、黄河中下游干流、海河流域、黄河兰州段、第二松花江、南京玄武湖等水域超标约0.5~90倍之间，分别超标0.5、0.8、1.1、1.7、3.6、45.3、90.4倍，但第二松花江水域已检测出的DEHP最大质量浓度值超标达218倍。然而，我国目前尚未公开过污染物的水生态基准值，现有的地表水质标准并未明确规定保护对象如水生态系统（aquaticecosystem）、人体健康（humanhealth）等，所以DEHP对我国水生生态系统的生态风险有待进一步评估。本文根据上述拟合的SDD分布模型，对我国不同地区水体进行水生生态风险评估。尽管收集到的DEHP对水生生物的生态毒性参数并非全部为本土生物，但多数为代表性物种，因此这些资料可用于对本案例的初步估评。利用公式（3）计算了我国不同地区水体中和5种假设情形的不同DEHP暴露浓度下的PAF值，如表6。表6显示了不同浓度值得出的PAF值的大小，反映不同类别生物的损害程度。从表6可知，在质量浓度为1000μg•L-1以下，全部物种的PAF值几乎为0；在质量浓度为1000μg•L-1时，藻类和无脊椎动物的PAF值分别为35.23%和0.56%，生态风险逐步显露；在质量浓度为10000μg•L-1时，藻类、无脊椎动物、脊椎动物的PAF值分别为61.85%、88.04%和22.65%，由于藻类和无脊椎动物占全部物种的绝大多数，因此全部物种的PAF值达到了64.34%。从SDD分布模型分析水生生态风险的结果来看，DEHP对中国各地区的水体的水生生态风险总体上影响不大。浙江湖库、三峡库区、浙江饮用水河流、长江重庆段、北京公园水体、黄河中下游支流、长江武汉段、黄河中下游干流、海河流域、黄河兰州段DEHP对大部分物种没有影响，对藻类有影响均低于5%。第二松花江和南京玄武湖中DEHP对藻类的影响比较明显，PAF值分别为23.37%和31.39%；对无脊椎和脊椎动物的影响微弱。第二松花江水体中DEHP监测浓度最大值计算PAF结果看：该浓度的DEHP对藻类的影响相对比较大，其PAF值为42.13%；无脊椎的影响其次，PAF值分别为3.41%；脊椎动物的影响微弱。从以上综合分析表明，我国部分河流或湖库水域中DEHP的对水生生物的风险主要是藻类、无脊椎和脊椎动物的影响非常小。

3结论

本文采用物种敏感度分布曲线法计算了DEHP污染对淡水生物的生态风险阈值，得出DEHP对淡水生物系统的HC5为4521.46μg•L-1，同时对我国不同河流和湖库水体中DEHP的生态风险进行评估，评估结果表明，大部分水域中水生生态风险无影响，第二松花江和南京玄武湖等部分水体中藻类的生态风险比较明显。本文的研究区域多为我国重要的饮用水源地，开展SSD评价水生生态风险非常有意义，但本文仅以DEHP为研究对象，直接搜集国外毒理数据库数据，加上水体中可能存在的毒害化学品类型众多且我国区域生态系统差异大，所以可能会影响客观反映水生生物的生态风险。因此，亟需全面开展多种毒害化学品及其联合毒性作用对能代表本地特色物种的生态毒理研究和水生生物风险调查研究，以便为水生生态风险评价和管理提供技术支持。