我國淡水水生生物對硝基酚基準研究

石美霞，邢立群，史小雪，卜丹丹，王德興

1.江蘇省灌南縣環境監測站，江蘇 灌南 222500

2.南京大學鹽城環保技術與工程研究院，江蘇 鹽城 224000

水質基準在環境管理和污染控制中起著至關重要的作用，在國外發達國家已有自己較完善的水質基準推導體系[1-4]。我國也已建立了自己的水質標準體系，但我國的水質標準主要是參照或照搬國外發達國家的基準或標準建立的，并不能完全適合我國的水質特征、經濟發展特征及水生生物區系特征[5-6]。因此，研究適合我國水生生物區系特征的水質基準迫在眉睫[6-7]。

硝基苯酚化合物是合成有機磷農藥、偶氮染料和醫藥產品的重要中間體[8]。因其廣泛的應用，可以通過工業廢水排放、農藥降解等多種途徑進入水環境中。其中，對硝基酚(p-nitrophenol, CAS 100-02-7)是硝基苯酚中應用較廣和毒性較強的一種典型污染物，具有基因毒性和致癌作用[9]，是我國68種優先控制污染物之一[10]，也是EPA 129種重點控制的污染物之一[11]。研究發現，淮河江蘇段對硝基酚的檢出率為100％，平均質量濃度為5.05 μg/L[12]；錢塘江中對硝基酚最大檢出質量濃度為4.550 μg/L[13]；遼河流域渾河沈陽段地表水中質量濃度為8.929 μg/L，是我國重點控制有機污染物之一[14]。

目前，對硝基酚的毒性效應已有較為深入的研究，但我國淡水水生生物的對硝基酚基準研究還未見報道。因此，該研究選取我國淡水水體的代表物種，應用國際上普遍采用的物種敏感度分布曲線法對我國淡水水生生物對硝基酚基準進行研究，以期為我國水環境管理和水質標準的制定提供科學依據。

1　實驗部分

1.1數據收集和篩選

對硝基酚的毒性數據主要來源于EPA ECOTOX水生生物毒性數據庫和CNKI系列數據庫，包括藻類、軟體動物、甲殼動物、魚類等不同營養級的生物。數據的篩選主要參照美國水質推導指南中的原則[4]：有生態分布或廣泛養殖；明確的測試終點、測試時間；急性毒性終點為LC50或EC50，慢性終點為無觀察效應濃度(NOEC)；對于同一個物種有多個毒性值可用時使用幾何平均值。對于收集到的毒性數據(表1、表2)，分別用Shapiro-Wilk和Kolmogorov-Smirnov 2種方法對其進行正態性檢驗，若原始數據不符合正態分布，則對其進行轉換，使其符合正態分布。

表1　對硝基酚對淡水水生生物的急性毒性

表2　對硝基酚對淡水水生生物的慢性毒性

1.2水質基準推導過程

物種敏感度分布曲線法是假設所獲得的毒性數據從整個生態系統中隨機選取，并符合某個概率分布[35]。現在采用的數學概率方法很多，該文采用3種常用的方法進行推導，包括對數正態分布(Log-normal)、邏輯斯蒂分布(log-logistic)和三參數Burr分布(Burr type Ⅲ)[1,3,36-37]。

參照美國及加拿大的水質基準[2, 4]，基準包括基準最大濃度(或短期基準)和基準連續濃度(或長期基準)：基準最大濃度是根據水生生物的急性毒性推導而來，通過物種敏感度曲線分布法求得保護95％水生生物的濃度值(即HC5)，然后除以一個評估因子得到；基準連續濃度則是根據水生生物的慢性毒性數據推導而來，當數據較少時，則采用急慢性比值進行推導。

1.3數據統計與分析

所有的數據統計，包括正態性檢驗和物種敏感性分布曲線的擬合均采用R語言統計軟件(http://www.r-project.org/)進行。

2　結果與討論

2.1對硝基酚的生態毒性

對硝基酚對水生生物的毒性數據見表1和表2。對硝基酚對淡水水生生物的急性毒性包括15個屬18個物種的33個數據，滿足美國三門八科的最低數據要求[4]。毒性范圍為695.6～1 112 000.0 μg/L，幾何平均值為7 250.3 μg/L，對數轉換后符合正態分布。其中最敏感的生物為藻類(Chlorococcumsp.,Nitzschiapalea,Scenedesmusquadricauda)的生長抑制效應，急性毒性值為695.6 μg/L，最不敏感的物種是魚類中的大鱗副泥鰍(Paramisgurnusdabryanus)的致死效應，急性值為1 112 000.0 μg/L。它們之間相差約1 500倍，可見不同物種對對硝基酚的敏感性相差較大。由于慢性數據的實驗周期較長、耗資較大、操作困難等原因，對硝基酚對淡水水生生物的慢性毒性數據非常有限，其對大型溞(Daphniamagna)和虹鱒魚(Oncorhynchusmykiss)的NOEC分別為1 300.0 μg/L和804.9 μg/L。

2.2水質基準推導結果

應用物種敏感度分布曲線方法(3種數學概率模型)對急性毒性數據進行擬合，見圖1。由圖1可以看出，Log-normal、log-logistic和Burr type Ⅲ 3種模型均能對毒性數據進行較好的擬合，推導得出的HC5分別為189.7、254.9、536.2 μg/L，為進一步減少單個方法可能帶來的誤差，3種方法推導結果的平均值作為最終的結果[38]，即326.9 μg/L，由此除以因子2[3-4]得出基準最大濃度為163.5 μg/L。

圖1　不同模型的對硝基酚急性物種敏感度分布曲線

由于慢性毒性數據較少，無法滿足物種敏感度曲線分布法的數據要求，因此采用急慢性比值(ACR)進行轉化。其中對硝基酚對大型溞(Daphniamagna)和虹鱒魚(Oncorhynchusmykiss)的急慢性比值分別為6.7和11.8。根據美國推導方法[4]，要求至少包括3種物種，故該文中采用經驗因子10[39]作為第3種物種的急慢性比值估計值，最終急慢性比值(FACR)采用3種物種的幾何平均值9.1。因此根據急性毒性的結果HC5除以FACR得到基準連續濃度為36.0 μg/L。

從推導結果來看，地表水河流中的檢測濃度值均低于該基準值[12-14]，說明就現階段的污染狀況而言，對硝基酚對水生生物的潛在風險較小，一般不會對中國水生生態系統造成危害。

2.3基準推導結果的不確定性分析

化合物的生物毒性一般受暴露水體的水質化學因子(如溫度、硬度和pH等)影響。研究表明，水體pH和溫度對對硝基酚的毒性有一定影響，一般隨著pH的升高，毒性有所降低[22,40]。但目前研究還非常有限，得不出毒性關于pH或溫度的定量關系。因此，該文在基準推導過程中沒有考慮，在今后的研究中需要進一步加強和完善。同時，我們所采用的經驗ACR因子10以及后面基準連續濃度的推導都有一定的不確定性，基準值應根據研究的不斷發展而不斷更新和完善。此外，該文所推導的基準值是基于實驗室下的實驗值，實驗所用的水質和實際環境存在一定的差別，基準值轉化為實際管理應用的標準還有待于進一步研究。

3　結論

分析了我國淡水水生生物對硝基酚的33個急性毒性數據和大型溞(Daphniamagna)與虹鱒魚(Oncorhynchusmykiss)的NOEC數據，研究了淡水水生生物的對硝基酚毒性效應。應用物種敏感度分布曲線方法，推導出中國淡水水生生物的基準最大濃度和基準連續濃度分別為163.5 μg/L和36.0 μg/L，目前地表水中對硝基酚的濃度尚不足以引起水生生態系統的潛在風險。研究結果可以為我國對硝基酚的水質基準的制定和環境管理提供一定的參考價值。

參考文獻：

[1]ANZECC， ARMCANZ. Australian and New Zealand guildlines for fresh and marine water quality [R]. Canberra: National Water Quality Management Strategy, 2000.

[2]CCME. A protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life [R]. Winnipeg, Manitoba: Canadian Council of Ministers of the Environment, 2007.

[3]European Chemicals Bureau. Technical guidance document on risk assessment[R]. Ispra, Italy: Institute for Health and Consumer Protection, 2003.

[4]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]. PB85-227049. USA, Springfield: National Technical Information Service, 1985.

[5]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.

[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): 7 992-7 993.

[7]周啟星, 羅義, 祝凌燕. 環境基準值的科學研究與我國環境標準的修訂[J]. 農業環境科學學報, 2007, 26(1): 1-5.

[8]Schmitt H, Altenburger R, Jastorff B, et al. Quantitative structure-activity analysis of the algae toxicity of nitroaromatic compounds [J]. Chemical Research in Toxicology, 2000, 13: 441-450.

[9]Eichenbaum G, Johnson M, Kirkland D, et al. Assessment of the genotoxic and carcinogenic risks of p-nitrophenol when it is present as an impurity in a drug product [J]. Regulatory Toxicology and Pharmacology, 2009, 55(1): 33-42.

[10]周文敏, 傅德黔, 孫宗光. 水中優先控制污染物黑名單[J]. 中國環境監測, 1990, 6(4): 1-3.

[11]USEPA. Water quality criteria summary. Ecological Risk Assessment Branch (WH-585) and Human Risk Assessment Branch (WH-550D) [R]. Washington: Health and Ecological Criteria Division, 1991.

[12]Wang B, Yu G, Yu Y J, et al. Health risk assessment of organic pollutants in jiangsu reach of the huaihe river, China [J]. Water Science Technology, 2009, 59(5): 907-916.

[13]陳海榮, 朱利中, 楊坤, 等. 錢塘江水系中酚類化合物的濃度水平及污染特征[J]. 中國環境科學, 2005, 25(6): 729-732.

[14]王莉, 王玉平, 盧迎紅, 等. 遼河流域渾河沈陽段地表水重點控制有機污染物的篩選[J]. 中國環境監測, 2005, 21(6): 59-62.

[15]Weber A, Christlieb T, Irmer U. Die Kombination eines Unkomplizierten Chemikalientoxizitatstests mit einem Multi-Spezies-Testsystem zur Erfassung Synergistischer und Sublethaler Effekte in Aquatischen Okosystemen[R]. Physik: Eggenstein-leopoldshafen Fachinformationsaentrum Energie, 1984: 72-83.

[16]Geyer H, Scheunert I, Korte F. The effects of organic environmental chemicals on the growth of the alga scenedesmus subspicatus: A contribution to environmental biology [J]. Chemosphere, 1985, 14(9): 1 355-1 369.

[17]Kühn R, Pattard M, Pernak K D, et al. Results of the harmful effects of water pollutants toDaphniamagnain the 21 day reproduction test [J]. Water Research, 1989, 23(4): 501-510.

[18]Kim K T, Lee Y G, Kim S D. Combined toxicity of copper and phenol derivatives toDaphniamagna: Effect of complexation reaction [J]. Environment International, 2006, 32(4): 487-492.

[19]LeBlanc G A. Acute toxicity of priority pollutants to water flea (Daphniamagna) [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1980, 24(1): 684-691.

[20]鄭新梅, 丁亮, 劉紅玲, 等. 對硝基酚對大型蚤和斑馬魚胚胎的毒性[J]. 生態毒理學報, 2010, 5(5): 692-697.

[21]陸光華, 金瓊貝, 王超. 硝基苯類化合物對隆線蚤急性毒性的構效關系[J]. 河海大學學報, 2004, 32(4): 372-375.

[22]Howe G E, Marking L L, Bills T D, et al. Effects of water temperature and ph on toxicity of terbufos, trichlorfon, 4-nitrophenol and 2,4-dinitrophenol to the amphipod gammarus pseudolimnaeus and rainbow trout (Oncorhynchusmykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1994, 13(1): 51-66.

[23]Yoshioka Y, Ose Y, Sato T. Correlation of the five test methods to assess chemical toxicity and relation to physical properties [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1986, 12(1): 15-21.

[24]Holcombe G W, Phipps G L, Knuth M L, et al. The acute toxicity of selected substituted phenols, benzenes and benzoic acid esters to fathead minnows pimephales promelas [J]. Environmental Pollution, 1984, 35(4): 367-381.

[25]Sangli A B, Kanabur V V. Toxicity of resorcinol and nitrophenol to a freshwater fishLepidocephalusguntea[J]. Environmental Ecology, 1998, 16(3): 642-644.

[26]Office of pesticide programs. Pesticide ecotoxicity database (formerly: Environmental effects database (EEDB)) [R]. Washington: Environmental Fate and Effects Division, 2000.

[27]Buccafusco R J, Ells S J, LeBlanc G A. Acute toxicity of priority pollutants to bluegill (Lepomismacrochirus) [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1981, 26(1): 446-452.

[28]Hodson P V, Dixon D G, Kaiser K L E. Measurement of median lethal dose as a rapid indication of contaminant toxicity to fish [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1984, 3(2): 243-254.

[29]Tonogai Y, Ogawa S, Ito Y, et al. Actual survey on TLM (median tolerance limit) values of environmental pollutants, especially on amines, nitriles, aromatic nitrogen compounds and artificial dyes [J]. The Journal of Toxicological Sciences, 1982, 7(3): 193-203.

[30]雷忻, 李宗強, 廉振民, 等. 雙酚A和對硝基酚對泥鰍的急性毒性效應[J]. 生態學雜志, 2009, 28(11): 2 257-2 261.

[31]尹伊偉, 林秋奇, 鄺雄建, 等. 酚類及重金屬對大鱗副泥鰍胚胎和魚苗階段的毒性研究[J]. 環境科學研究, 1997, 10(3): 36-40.

[32]Halbach U, Siebert M, Westermayer M, et al. Population ecology of rotifers as a bioassay tool for ecotoxicological tests in aquatic environments [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1983, 7(5): 484-513.

[33]Kühn R, Pattard M. Results of the harmful effects of water pollutants to green algae (Scenedesmussubspicatus) in the cell multiplication inhibition test [J]. Water Research, 1990, 24(1): 31-38.

[34]Hodson P V, Parisella R, Blunt B, et al. Quantitative structure-activity relationships for chronic toxicity of phenol,p-chlorophenol, 2,4-dichlorophenol, pentachlorophenol,p-nitrophenol, and 1,2,4-trichlorobenzene to early life stages of rainbow trout (Oncorhynchusmykiss) [R]. Canadian: Technical Report of Fisheries and Aquatic Sciences, 1991.

[35]Newman M C, Ownby D R, Mézin L C A, et al. Applying species-sensitivity distributions in ecological risk assessment: Assumptions of distribution type and sufficient numbers of species [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000, 19(2): 508-515.

[36]Aldenberg T, Slob W. Confidence-limits for hazardous concentrations based on logistically distributed NOEC toxicity data [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1993, 25(1): 48-63.

[37]Shao Q. Estimation for hazardous concentrations bsaed on noec toxicity data: An alternative approach [J]. Environmetrics, 2000, 11(5): 583-595.

[38]Wang B, Yu G, Huang J, et al. Development of species sensitivity distributions and estimation of HC5of organochlorine pesticides with five statistical approaches [J]. Ecotoxicology, 2008, 17(8): 716-724.

[39]Okkerman P C, Plassche E J V D, Slooff W, et al. Ecotoxicological effects assessment: A comparison of several extrapolation procedures [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1991, 21(2): 182-193.

[40]馮鳴鳳, 趙娜, 王軻, 等. 不同pH下對硝基酚(p-NP)對小球藻和斜生柵藻的毒性[J]. 環境科學研究, 2011, 24(2): 210-215.