基于本土物种的3种典型化合物急性生态效应阈值研究

雷炳莉，许洁，孙延枫，于志强，王艺陪,#，曾祥英

1. 上海大学环境与化学工程学院环境污染与健康研究所，上海 200444 2. 中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室，广州 510640

基于本土物种的3种典型化合物急性生态效应阈值研究

雷炳莉1，许洁1，孙延枫1，于志强2,*，王艺陪1,#，曾祥英2

1. 上海大学环境与化学工程学院环境污染与健康研究所，上海 200444 2. 中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室，广州 510640

预测无效应浓度(PNEC)是进行风险污染物水生态安全管理的重要依据。本研究进行了3种典型化合物五氯酚、硝基苯和氯化镉对10种我国不同营养级水生生物的24 h、48 h和96 h的急性毒性测试，根据实验结果计算了相应的急性PNEC，同时与根据美国环境保护局毒性数据库里的毒性数据计算获得的急性PNEC值，以及综合本实验结果与毒性数据库里的数据计算得到的急性PNEC值进行对比，发现通过3种数据来源获得的急性PNEC值中，硝基苯的PNEC值差异较大，由本次实验结果获得的急性PNEC值最小；其他2种化合物差异较小。这可能是由于本次实验所选的本土生物中华田螺和麦穗鱼对硝基苯比较敏感，并且数据库中硝基苯的急性致死数据较少、毒性值较大且变化范围较窄，而其他2种化合物数据量较为丰富，变化范围较宽，包括了较敏感物种的毒性数据。这表明为给我国水生生物提供一个安全可靠的保护，对于数据量较为丰富并且毒性值变化较宽的化合物(如五氯酚和氯化镉)可以直接根据数据库里的毒性数据进行PNEC值的计算；而对于毒性数据量较少、毒性值偏大且变化较窄的化合物(如硝基苯)需要进行本土敏感物种的毒性测试。

硝基苯；五氯酚；氯化镉；本土物种；急性毒性；急性生态效应阈值；PNEC

长期以来我国针对有毒物质的生态风险评价研究大多跟随发达国家的做法。在水生生物保护方面，我国已计算了不同污染物的预测无效应浓度(predicted no effect concentration, PNEC)值[1]和水质基准值(criteria maximum concentration, CMC; criteria continuous concentrations, CCC)[2-4]。在进行水质基准或生态效应安全阈值的计算时，采用的物种敏感度分布(species sensitivity distribution, SSD)曲线方法已被我国大多数学者所介绍和认可[5-7]，但在毒性数据的选择上，却存在争议。由于我国在毒理学研究上缺少模式生物，因此在计算基准值或安全效应阈值时所用的毒性数据基本上是来源于国外的毒性数据库如美国环境保护局(US EPA)发布的生态毒性数据库(ECOTOX database)[8-9]，但ECOTOX里的毒性数据主要是针对北美的水生生物物种，可能会缺少我国本土水生生物尤其是本土敏感物种的毒性数据[10]。因此这就为收集本地水生生物物种的毒性数据以构建物种敏感度分布曲线，从而计算PNEC值提出了难题。针对这样的实际困难，部分学者提出，需要根据我国的水生态系统结构特征，建立我国的模式水生生物物种，进行大规模水生生物物种的毒性测试，建立我国的毒性数据库，开展中国本土生物的水质基准研究[11]，已有部分学者进行了这方面的尝试研究[12-13]。但进行大规模的本土生物毒性测试，需要耗费大量的人力和物力，这种大规模毒性测试的必要性到底有多大，目前并没有定论。关于使用毒性数据库里的数据与使用本土生物的毒性数据获得的PNEC值到底差异有多大，目前研究较少[14-15]，也没有明确的答案，并且缺少短期暴露情况下的PNEC值的对比研究。

为了探讨不同数据来源获得的急性PNEC值的差异，本文根据水生态系统的结构特征，选择了10种不同营养级水平的水生生物作为受试生物，同时选择了3种在水体中代表性的污染物五氯酚、硝基苯和重金属镉为目标物，检测了这3种目标物对10种水生生物的急性毒性效应，并根据毒性测试结果构建SSD曲线，计算相应的急性PNEC值，并与数据库里毒性数据计算得到的PNEC值和综合实验数据和数据库里的毒性数据后计算得到的PNEC值进行对比。本文的研究结果希望能为某种化合物是否需要进行本地敏感物种的毒性测试提供一些有用的信息。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 试验材料

氯化镉、硝基苯、五氯酚标准品，均为分析纯，纯度≥98%。将标准品放入已知重量的容器内称量，对于氯化镉直接用去离子水定容，硝基苯和五氯酚用二甲亚砜(DMSO)助溶，算出质量浓度(mg·mL-1)备用。储备液-4 ℃低温保存。

受试水生生物均为华中农业大学水产学实验室提供。受试生物转移到实验室后，暂养一段时间，然后进行暴露实验，暴露实验在华中农业大学水产学实验室完成。实验开始前在试验条件相似的生活条件下驯养1周，溶解氧5.8～6.5 mg·L-1，pH为7.2～7.9。

1.2 毒性实验方法

1.2.1 毒性终点及暴露时间

一般情况下，效应阈值浓度PNEC是基于长期暴露下的无观察效应浓度NOEC(no observed effect concentration)值进行计算得出的[16]。而数据库里化合物的慢性毒性数据相对较少，并且测试终点较难统一。而对于大多数化合物的急性致死毒性数据比较丰富，并且毒性终点一致，因此本文在进行3种化合物对水生生物的急性毒性实验时，选择的是短期暴露的急性半数致死浓度(LC50)作为检测指标。此外，短期高剂量暴露符合水污染事故时污染物对水生生物的暴露情况，针对水污染事件对水生生物的短期影响，人们可能最关注的就是水生生物有没有死亡现象，这也是短期内最容易观测的指标，其他生理生化指标的变化需要一定的仪器和分析手段，因此选择LC50作为检测指标在一定程度上符合实际水污染事故发生的情况；美国在保护水生生物短期不受污染物影响而制定的急性基准值CMC，也是根据不同物种的LC50值进行计算获得的[17]。因此选择半数致死浓度(LC50)作为测试指标具有一定的实用意义，短期的暴露时间分别考虑了暴露24、48和96 h的情况。

1.2.2 受试物种

一般一个完整的良性的水生态系统包括浮游动物、浮游植物、鱼类和底栖生物[18]。为了表征一个良性完整的水生态系统结构特征，我们选择了10种不同营养级水生生物作为受试生物。这10种水生生物包括1种浮游植物、2种浮游动物、3种底栖生物和4种鱼类，基本包括了整个生态系统的不同营养级水平，可以一定程度上表征一个完整的水生态系统，同时包括我国一些特有物种。它们分别是浮游植物小球藻(Chlorella vulgaris)，浮游动物大型蚤(Daphnia magna)和青虾(Marcrobrachium nipponense)，底栖生物水丝蚓(Limnodrilus spp.)、中华田螺(Cipangopaludina chinensis)和摇蚊幼虫(Chironomidae spp.)，鱼类包括草鱼(Ctenopharyngodon idellus)、麦穗鱼(Pseudorasbora parva)、翘嘴鲌(Culter alburnus)和泥鳅(Misgurnus anguillicaudatus)。

1.2.3 急性毒性实验流程

(1)小球藻的急性生长抑制实验以及大型蚤的急性致死毒性实验

小球藻的急性生长抑制实验按照经济合作与发展组织(OECD)201藻类生长抑制实验方法进行[19]，大型蚤(出生24 h以内的大型蚤)的急性致死实验按照《中华人民共和国国家标准—水质物质对蚤类(大型蚤)急性毒性测定方法》(GB/T 13266—1991)[20]里的实验流程进行毒性测试。

(2)摇蚊幼虫、水丝蚓、田螺、虾的急性致死实验

摇蚊幼虫(四龄期，平均体长为1.5 cm)、水丝蚓(平均体长为3.5 cm)、田螺(平均壳高为3 cm)、虾(平均体长为3.5 cm)，实验采用每个平行10只，正式实验时停止喂食。在预实验的基础上设置5个浓度系列，浓度系列设置以能出现一个60%左右和40%左右受试生物死亡的浓度为基础，每个浓度系列设3个平行。同时设置溶剂对照(DMSO体积分数不超过0.1%)和空白对照，实验保证受试生物有充足的活动空间。实验采用24 h换一次水，每次换水量80%，控制温度在(23±1)oC，白昼与黑夜比例16 h∶8 h。实验开始后于24、48和96 h定期观察，记录受试生物的存活数，并及时清除死亡生物。死亡判断：30 s内没有可见的运动或碰触没有反应视为死亡。试验用水直接采用活性炭过滤的自来水，实验前曝气3 d，以保证氧气的充足性。

(3)鱼类的急性致死实验

鱼类急性致死实验的具体实验步骤参照《中华人民共和国国家标准—危险化学品鱼类急性毒性分级试验方法》(GB/T21281—2007)[21]，实验步骤简述如下：采用健康、活泼、大小和长度相似的刚孵出的幼鱼进行试验，正式实验时停止喂食。在预实验的基础上设置5个浓度系列，浓度系列设置以能出现一个60%左右和40%左右鱼死亡的浓度为基础，每个浓度系列设3个平行。同时设置溶剂对照(DMSO体积分数不超过0.1%)和空白对照，实验保证每一升水中仅有2条鱼的标准。实验采用24 h换一次水，每次换水量80%，控制温度在(25±1) ℃，白昼与黑夜比例16 h∶8 h。实验开始后于24、48和96 h定期观察，记录活鱼数目，并及时清除死鱼。死亡判断：将鱼苗放到清水中30 s后用镊子轻微刺激其尾部无反应者认定为死亡。试验用水直接采用活性炭过滤的自来水，实验前曝气3 d，以保证氧气的充足性。

1.2.4 数据处理

各实验至少设3个平行，使用每组实验3个平行数据，计算3个平行的死亡率，取其平均值和标准差进行统计分析。根据毒性测试结果的死亡率及对应的测试浓度，采用4个参数的logistic模型(y=(A1-A2)/(1+(x/x0)^p)+A2)计算半数致死浓度，记为LC50值。对数据的logistic的检验及统计计算使用SPSS 13.0和origin 8.0软件完成。

1.3 数据库里急性毒性筛选方法

为了检验根据实验获得的急性毒性数据计算得到的急性PNEC值与根据数据库里的急性毒性数据计算得到的急性PNEC值的差异，我们进行了目标化合物对水生生物的急性毒性数据的收集和筛选。其毒性终点及暴露时间参照本次实验暴露时间及毒性终点，即是24 h-LC50、48 h-LC50和96 h-LC50值。由于US EPA发布的ECOTOX毒性数据库具有较高的权威性，被广大学者所认可，因此本文筛选的3种化合物的毒性数据主要来源于US EPA发布的ECOTOX数据库[22]，此外毒性数据来源于同一个毒性数据库，便于统一数据选择标准。在对数据库里的急性毒性数据质量进行筛选时主要遵循精确性、适当性、可靠性3个原则[23]。当同一物种存在多个可用的急性毒性数据时，采用算术平均值。收集到的3种化合物的可用毒性数据概况如表1所示，可以发现硝基苯的毒性数据最少，低于10个以下，并且毒性值变化范围较窄且急性毒性值均较大，说明其急性毒性较低；而五氯酚和氯化镉的毒性数据较为丰富，并且毒性值变化范围较宽，包含了不同敏感物种的毒性数据。

1.4 急性效应阈值的计算

1.4.1 急性效应阈值的定义

一般来说急性效应阈值的计算方法主要有评估因子法(assessment factor, AF)和物种敏感度分布曲线(species sensitivity distribution, SSD)法2种[23]。但评估因子法由于过于保守，不能充分利用所获得的数据，因此在数据量比较丰富时一般采用SSD法进行效应阈值计算。SSD法能充分利用所获得的毒性数据，并且考虑了由于物种间的异质性产生的不确定性，体现了一种更直观、合理的效应评价方法，因此在效应阈值计算上更为可靠[24]。本文主要采用SSD法进行急性生态效应阈值PNEC的计算。通过SSD曲线来估计5%的物种受影响或保护95%的物种不受影响时所对应的污染物浓度，即HC5值[3]。在慢性暴露情况下HC5值可以直接作为长期暴露下的安全效应阈值PNEC。

对于短期高剂量暴露下的急性生态效应阈值的计算，这里我们主要是借鉴长期暴露下HC5的计算方法，应用SSD法构建急性毒性数据LC50值的敏感度分布曲线，得到95%的置信度下保护95%的水生物种不会出现严重死亡危害时所对应的浓度值，定义为HC5,acute值，这里的急性效应阈值浓度PNECacute定义为：

PNECacute= HC5,acute/2

表1 ECOTOX数据库中收集到的3种化合物的急性毒性数据

使用2作为安全系数，是因为在用毒性值构建SSD曲线时，表征的是影响50%的效应水平。同时美国在采用急性毒性数据(LC50或EC50)推导短期水质基准CMC的方法中，同样是采用2作为安全系数[17]。

1.4.2 SSD的生成

要构建一个合适的SSD曲线，得到一个可靠的HC5值，首先需要对数据的分布模式进行检验，参数法和非参数法是被广泛认可的2种检验数据分布模式的方法[25]。而参数法由于简单易计算，是目前进行数据模式分布的常用方法，本文主要是使用Q-Q图对数据的分布模式进行logistic分布检验。对于数据检验及SSD的生成和HC5的计算主要使用SPSS 13.0和origin 8.0统计软件完成。同时使用SPSS 13.0统计软件中two-sample Kolmogorov-Smirnov参数检验不同物种敏感度分布的差异性。

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 3种典型化合物的急性毒性测试结果

五氯酚、硝基苯和氯化镉3种化合物对10种水生生物的24、48和96 h的急性毒性数据统计结果如表2所示。总体上来说，五氯酚对10种不同营养级的水生生物的急性致死毒性是最强的，而硝基苯的毒性最弱，除麦穗鱼(Pseudorasbora parva)对硝基苯比较敏感外；草鱼(Ctenopharyngodon idellus)和泥鳅(Misgurnus anguillicaudatus)对这3种化合物均表现为不太敏感；麦穗鱼(Pseudorasbora parva)对硝基苯和五氯酚比较敏感，而对氯化镉则不敏感，可见不同的水生生物对不同化合物其敏感程度存在较大差异。此外，随着暴露时间的延长，受试生物的死亡率均存在加大的趋势。结合表1和表2可以看出，本次实验测得的硝基苯对10种水生生物的LC50值变化范围较宽，涵盖了ECOTOX数据库里硝基苯的(Chlorella vulgaris)毒性值范围，其中对小球藻，中华田螺(Cipangopaludina chinensis)和麦穗鱼(Pseudorasbora parva)的LC50值较小，低于数据库里硝基苯对其他水生生物的LC50值，说明这几种水生生物对硝基苯比较敏感。而本次实验五氯酚和氯化镉的毒性数据基本与数据库里的LC50值范围相当。

中国学者已报道了这几种化合物对本土水生生物的毒性数据，姜东生等[26]发现硝苯对小球藻(Chlorella pyrenoidosa)和斜生藻(Scenedesmus obliqnus)的96 h-EC50值分别为86.58和74.15 mg·L-1，高于本研究中硝基苯对小球藻(Chlorella vulgaris)的EC50值；对摇蚊幼虫(Chironomidae larvae)的48 h-LC50值为98.34 mg·L-1[26]，与本研究中硝基苯对摇蚊幼虫的LC50值在同一个数量级；此外，硝基苯对稀有鮈鲫(Gobiocypris rarus)的48 h-LC50值为133.0 mg·L-1[26]，对泥鳅(Misgurnus bipartitus)的24 h、48 h和96 h-LC50值分别为92.68、84.37和81.69 mg·L-1[27]、对中国林蛙蝌蚪(Rana Chensinensis)、中华圆田螺(Cipangopoludina cahayensis)和三疣梭子蟹(Portunus trituberculatus)的96 h-LC50值分别为117.04、104.23和7.6 mg·L-1[28-29]，与本研究结果相当。五氯酚对黑鱼(Mylopharyngondon piceus)、金枪鱼(Plagiognathops microlepis)、银鱼(Erythroculter ilishaefoumis)、淡水虾(Macrobrachium superbum)和蛤(Corbicula fluminea)的96 h-LC50值分别为0.095、0.09、0.13、0.14和0.23 mg·L-1[30]，与本研究中五氯酚对鱼的毒性相当。镉对中华鳑鲏鱼(Rhodens sinensis Guther)的24 h、48 h和96 h的LC50值分别为10.36、8.82和7.27 mg·L-1[31]，对唐鱼(Tanichthy Salbonubes)、广东鲂幼鱼(Megalobrama terminalis)、赤眼鳟(Spualiobarbus curriculus)和鲴仔鱼(Xenocypris sp.)的48 h-LC50值分别为7.27、3.2、1.29和0.83 mg·L-1[32-33]，与本研究中氯化镉对鱼的水生生物毒性值相似，然而镉对丰产鲫(Carassius auratus)的24 h、48 h和96 h的LC50值分别为390.3、311.8、224.1 mg·L-1[34]，高于本研究中氯化镉对鱼的LC50值大约1到2个数量级。

2.2 3种典型化合物的急性效应阈值的计算

这里使用3种数据类型进行3种目标物急性效应阈值的计算，第1种是根据本次实验10种受试生物的24 h、48 h和96 h的LC50值进行PNECacute急性效应阈值的计算，第2种是根据毒性数据库里收集到的3种化合物的LC50值进行PNECacute的计算，第3种是综合本土生物测试获得的毒性数据与毒性数据库里的毒性数据后进行PNECacute的计算。对数据库里的毒性数据和本次实验结果的毒性数据进行综合的原则是，数据库里有本次实验生物的毒性数据的，被替换成本次实验毒性数据，数据库里没有本次实验的生物，本次实验该受试生物的毒性数据被直接添加。通过Q-Q图法检验发现，不同毒性数据类型的自然对数浓度均符合logistic分布。3种化合物不同毒性数据类型的累积分布曲线如图1、图2和图3所示。计算获得的3种化合物的HC5和PNECacute值如表3所示。可以发现，随着暴露时间的延长，其PNECacute值越低。根据实验结果计算得到的PNECacute值与根据数据库里的LC50数据计算得到的PNECacute值存在一定的差异，其中硝基苯的PNECacute值差异最大，并且由本次实验获得的PNECacute值更小。综合毒性数据后进行统计分析，同样发现，本次实验计算得到的硝基苯PNECacute值与综合毒性数据后获得的硝基苯PNECacute值差异较大，由本次实验获得的PNECacute值最小，而其他2种化合物的PNEC值差异相对较小。造成这种差异的原因可能有多种，但主要的原因我们认为：一是数据量不同，数据库里的毒性数据较丰富，而本次实验获得的毒性数据较少，不同毒性数据量统计结果本身就存在一定的差异，尤其是对包含一些敏感物种的毒性数据；其二，虽然本次实验部分物种使用的是普通种，但也使用了本地的特有物种，如中华田螺、麦穗鱼等，本次实验硝基苯对麦穗鱼的LC50值就低于数据库里硝基苯对其他鱼类的LC50值2到3个数量级，从毒性数据的累积分布曲线可以发现越是敏感物种的毒性数据对统计结果HC5值的影响越大[35]，因此由本次实验结果计算得到的硝基苯PNECacute值较低。

表2 3种化合物对10种水生生物的毒性实验结果

注：-表示达到测试化合物的最大溶解度时，依然没有得到半数致死浓度LC50，或LC50值无法得出统计结果。

Note: -means that the maximum solubility of the test chemicals still has not reached the half lethal concentration (LC50). Therefore, LC50value can not be calculated.

对不同物种的敏感度分布差异进行检验发现，本次实验硝基苯24 h、48 h和96 h-LC50值与ECOTOX数据库里的24 h、48 h和96 h-LC50值敏感度分布没有显著性差异，其K-S检验结果分别为：24 h(Ks=0.661; n1=9; n2=7; p=0.774)，48 h (Ks=0.843; n1=10; n2=8; p=0.476)和96 h(Ks=1.044; n1=10; n2=7; p=0.226)。五氯酚的实验值与ECOTOX数据库里的毒性值K-S检验结果为24 h(Ks=1.022; n1=7; n2=82; p=0.247)，48 h(Ks=0.917; n1=7; n2=86; p=0.370)和96 h(Ks=0.848; n1=7; n2=112; p=0.468)；氯化镉的实验值与ECOTOX数据库里的毒性值K-S检验结果为24 h(Ks=0.853; n1=8; n2=22; p=0.460)，48 h(Ks=0.445; n1=8; n2=28; p=0.989)，96 h(Ks=0.795; n1=8; n2=46; p=0.553)，所有检测结果也表现为本次实验结果与ECOTOX数据库里的毒性数据敏感度分布没有显著性差异。表明整体上本次实验生物与ECOTOX数据库里的生物敏感度没有显著性差异。但对于硝基苯，当把本次实验最敏感的3～4个物种的敏感度分布与ECOTOX的物种敏感度分布进行K-S检验时发现本次实验3个暴露时间段均与数据库的物种敏感度分布存在显著性差异。

图1 基于本研究获得的毒性数据构建的3种化合物的24 h、48 h和96 h急性致死毒性累积分布曲线注：a, b, c分别为硝基苯24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线；d, e, f分别为五氯酚24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线；g, h, i分别为氯化镉的24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线。Fig. 1 Cumulative distribution of acute toxicity data obtained from this experiment for three compoundsNote: a, b, c for nitrobenzene; d, e, f for pentachlorophenol; g, h, i for cadmium chloride.

图2 基于ECOTOX数据库中的毒性数据构建的3种化合物的24 h、48 h和96 h急性致死毒性累积分布曲线注：A, B, C分别为硝基苯24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线；D, E, F分别为五氯酚24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线；G, H, I分别表示氯化镉的24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线。Fig. 2 Cumulative distribution of the acute toxicity data obtained from ECOTOX database for three compounds Note: A, B, C for nitrobenzene; D, E, F for pentachlorophenol; G, H, I for cadmium chloride.

图3 综合本次毒性测试结果及ECOTOX毒性数据库中的毒性数据所构建的3种化合物的24 h、48 h和96 h急性致死毒性累积分布曲线注：I, II, III分别为硝基苯24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线；IV, V, VI分别为五氯酚24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线；VII, VIII, IX分别为氯化镉的24 h、48 h和96 h的LC50值的累积分布曲线。Fig. 3 Cumulative distribution of the comprehensive acute toxicity data (combined the data from this experiment and ECOTOX database) for three compounds Note: I, II, III for nitrobenzene; IV, V, VI for pentachlorophenol; VII, VIII, IX for cadmium chloride.

表3 由本次实验结果获得的3种化合物不同暴露时间的急性毒性数据的分布模式和急性生态效应阈值

2.3 3种不同数据来源计算的PNEC值的比较分析

根据不同毒性数据获得的3种化合物的急性效应阈值如表4所示。可以看出，除硝基苯根据3种毒性数据类型所获得的急性效应阈值差别较大外，其他2种化合物使用不同的毒性数据所获得的急性效应阈值差别相对较小，尤其是五氯酚和氯化镉的24 h和48 h的PNEC1、PNEC2和PNEC3值比较类似；但96 h的PNEC3值存在一定的差异，对于五氯酚来说由本次实验获得的PNEC1小于PNEC2和PNEC3，而对于氯化镉来说，根据本次实验结果获得的PNEC1大于PNEC2和PNEC3大约一个数量级。但在3个暴露时间段，使用数据库里的毒性数据和使用综合毒性数据获得的五氯酚和氯化镉2种化合物各自的PNEC2和PNEC3的值均比较相似。

一般情况下，PNEC值的大小受敏感物种的毒性数据影响较大[16]。纵观实验数据和数据库里的毒性数据发现，硝基苯的毒性数据量最小，毒性值变化较窄并且毒性数据值均较大，最高的毒性数据与最低的毒性数据只相差大约一个数量级，而本次实验获得了某些较为敏感生物的急性LC50值，当与数据库里的毒性数据放在一起进行LC50值的大小排序时，发现在24 h、48 h和96 h的LC50值中排在最前面的3～4个敏感物种的毒性数据均来自本实验结果。而数据库里收集的五氯酚和氯化镉的毒性数据量较为丰富，且毒性值变化较宽，五氯酚的最大毒性值比最小毒性值高大约4～5个数量级，而氯化镉的最大毒性值比最小毒性值高2～5个数量级。而本次实验五氯酚对10种水生生物的LC50值比较集中，主要位于曲线的中间部位，尤其是24 h和48 h的LC50值更为集中。相对于五氯酚，本次实验氯化镉的LC50值较分散，也是涵盖了曲线的不同部位，但不同暴露时间下最敏感的水生生物的LC50值均来自数据库，本实验结果中没出现最敏感的毒性数据。因此由本次实验结果计算获得的硝基苯急性PNEC1值小于PNEC2和PNEC3。由图3的累积分布曲线可发现，当本次实验的毒性数据分布在曲线的中间部分，基本不会改变累积分布曲线的走势，因此也就不会对最终由累积分布曲线计算得到的PNEC值的大小产生较大影响，所以会出现表4中五氯酚和氯化镉的PNEC1、PNEC2和PNEC3三者之间相差不大的结果。Jin等[14]在研究2,4-二氯酚对本土生物与非本土生物的慢性PNEC值时也发现二者没有显著性差异，从文中可以发现本土生物的2,4-二氯酚的NOEC数据与文献收集的非本土生物的NOEC值范围相当，因此计算的本土与非本土生物的PNEC值也相当。因此可得出对于那些毒性数据量比较丰富并且毒性值范围变化较宽的化合物，可以不用进行相应的本地物种的毒性测试，而对于那些毒性数据量较少、毒性值偏大且变化较窄的化合物，选择一些敏感的本土生物进行毒性测试还是非常必要的。当然，本研究只进行了10种本土水生生物的毒性测试，所获得的毒性数据量较少，为了进一步验证何种化合物在计算PNEC时有必要进行本土生物毒性测试，需要选择更多的我国本土水生生物物种进行毒性测试，以获得较大的毒性数据量，获得可靠的PNEC值进行比较分析。值得注意的是本文使用的主要是急性毒性数据，为了得出更可靠的对比结果，应增加慢性毒性测试结果进行对比。此外还有一些统计方法和分析方法也会对最终的PNECacute值产生影响[19]，这里为了分析比较，统一使用Logistic模型进行统计及PNECacute值的计算，虽然这些数据通过参数法检验符合Logistic数据模型，但Logistic模型可能并不是这些毒性数据的最优分布模式，因此由其计算的HC5值可能会与真实的HC5值产生一定的偏差。因此怎样选择最合适的模型得到最可靠的PNEC值也是需要考虑的问题。

表4 不同毒性数据获得的3种化合物的急性效应阈值的比较

注：PNEC1表示只使用实验室暴露测得的毒性数据获得的急性效应阈值；PNEC2表示只使用毒性数据库里的数据获得的急性效应阈值；PNEC3表示综合二者的毒性数据获得的急性效应阈值。

Note: PNEC1was calculated based on the acute toxicity data obtained from this experiment; PNEC2was calculated based on the toxicity data obtained from the ECOTOX database; PNEC3was calculated based on the comprehensive toxicity data.

我国目前进行的化合物水质基准的研究多数是基于美国的毒性数据库里的毒性数据，因此有学者认为建立我国本土生物物种的毒性数据库很必要。关于这一点，本文根据3种化合物对我国10种水生生物的急性毒性测试结果，以及从US EPA毒性数据库里搜集这3种化合物毒性数据进行PNECacute值的计算，发现对于数据量较为丰富且毒性值变化范围较宽的化合物如五氯酚和氯化镉来说,可以直接根据数据库里的毒性数据进行PNEC值的计算，进行本土水生生物的毒性测试的必要性不大；而对于毒性数据量较少、毒性值偏大且变化范围较窄的化合物如硝基苯,为获得可靠的PNEC值进行本土敏感物种的毒性测试还是很有必要的。

致谢：感谢华中农业大学水产学院王卫民教授为我们提供的水生生物物种和实验场地。

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The Study of Acute Ecological Threshold (PNECs) of Three Typical Compounds Based on the Acute Toxicity of Native Aquatic Species

Lei Bingli1, Xu Jie1, Sun Yanfeng1, Yu Zhiqiang2,*, Wang Yipei1,#, Zeng Xiangying2

1. Institute of Environmental Pollution and Health, School of Environmental and Chemical Engineering, Shanghai University, Shanghai 200444, China 2. State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China

6 June 2014 accepted 6 August 2014

Prediction of no effect concentration (PNEC) is an important basis for the ecological risk management of pollutants. The acute toxicities of three typical pollutants (pentachlorophenol, nitrobenzene, cadmium chloride) to 10 aquatic organisms were tested, and their acute PNECs were calculated based on the toxicity data obtained from the toxicity test results in this study. At the same time, the acute PNEC values were also calculated based on the toxicity data collected from ECOTOX database and combined toxicity data from ECOTOX database and the toxicity test results in this study. The comparison of acute PNECs obtained by three toxicity data sources was performed and it is found that acute PNECs of nitrobenzene based on the toxicity data tested in this study are the lowest. While acute PNECs of pentachlorophenol and cadmium chloride based on three toxicity data sources are very similar. The possible reasons are that the aquatic organisms such as Cipangopaludina chinensis and Pseudorasbora parva are very sensitive to nitrobenzene in this study, and the acute lethal data size of nitrobenzene in ECOTOX database are very small and the values of acute toxicity data are higher than those of the sensitive species in this study. With respect to nitrobenzene, the toxicity data of pentachlorophenol and cadmium chloride are very abundant in ECOTOX database and include different sensitive species. It is indicated that for compounds such as pentachlorophenol and cadmium chloride with large toxicity data size and including toxicity data of sensitive species, a reliable PNECs could be calculated directly based on the toxicity data in ECOTOX database, while for the compounds such as nitrobenzene with small toxicity data size in ECOTOX database, toxicity test should be carried out to local sensitive species to calculate a reliable PNECs.

nitrobenzene; pentachlorophenol; cadmium chloride; native species; acute toxicity; acute predicted no effect concentration

高校青年骨干教师国内访问学者计划(60C11113001)；创新团队发展计划(IRT 13078)

雷炳莉(1979-)，女，博士，研究方向为环境毒理学与环境风险评价，E-mail: leibingli@126.com；

*通讯作者(Corresponding author)，E-mail: zhiqiang@gig.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140606001

2014-06-06 录用日期：2014-08-06

1673-5897(2015)1-139-12

X171.5

A

于志强(1970—)，男，环境科学博士，研究员，主要研究方向为新型污染物的环境行为及早期健康效应，发表学术论文50余篇。

王艺陪(1982—)，女，医学硕士，实验师，主要研究方向为环境毒理学，发表学术论文10余篇。

# 共同通讯作者(Co-corresponding author)，E-mail: wangyp523@163.com

雷炳莉, 许洁, 孙延枫, 等. 基于本土物种的3种典型化合物急性生态效应阈值研究[J]. 生态毒理学报, 2015, 10(1): 139-150

Lei B L, Xu J, Sun Y F, et al. The study of acute ecological threshold (PNECs) of three typical compounds based on the acute toxicity of native aquatic species [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 139-150 (in Chinese)