我国硝基苯的海水水质基准及生态风险评估研究

王莹，穆景利，王菊英

国家海洋环境监测中心 国家海洋局近岸海域生态环境重点实验室，大连116023

我国硝基苯的海水水质基准及生态风险评估研究

王莹，穆景利，王菊英*

国家海洋环境监测中心 国家海洋局近岸海域生态环境重点实验室，大连116023

以一种重要的化工原料硝基苯为研究对象，通过收集、筛选我国本土物种的硝基苯海水生物毒性数据，同时针对我国海区生物特点补充8种典型海洋受试生物的毒理学实验，应用物种敏感度分布(SSD)方法推导了用于保护水生生物的我国硝基苯海水水质基准值。在此基础上，尝试应用2种概率生态风险评估方法初步评估了硝基苯在我国东海椒江口水体中的生态风险。研究结果表明，用于保护我国海水生物的硝基苯水质基准高值为1.42 mg·L-1，低值为0.037 mg·L-1，与应用SSD方法推导的硝基苯淡水水质基准差异不大。商值概率分布法和联合概率曲线法的风险表征结果表明，硝基苯对椒江口中的水生生物存在潜在的生态风险，需要管理部门采取一定的风险管控措施。研究结果有望为我国水质基准、生态风险研究及硝基苯的海水水质标准制定提供参考。

硝基苯；海水水质基准；物种敏感性分布；生态风险

海水水质基准是制定海水水质标准的基础和科学依据，是评价海水水质、应对海洋突发性事件和监管陆源排污等海洋环境保护和海洋管理工作的基石[1]。水质基准根据其表达方式不同可分为数值型、描述型和使用型[2]。数值型水质基准是设定环境水质目标的基础，美国、加拿大、澳大利亚等发达国家开展了大量的研究，建立了相应的水质基准方法学体系[2-4]。各研究机构制定的不同数值型基准在表述和推导方法上具有一定的差异性，不同的推导方法对基础毒理学数据也有不同的要求，但其共同点是所制定的数值均以保护水生生物和人体健康不受污染物负面影响的浓度值为基础，具有很强的科学性。

目前，我国陆源排污引发的环境污染问题日益加剧，亟待开展海洋环境污染物的生态风险评价和海水水质管理工作。传统的生态风险评估(ERA)表征方法为商值法，通过比较环境暴露浓度和生态风险阈值来表征生态风险大小，商值法是目前国际上应用最为广泛的确定性风险评估方法[5]，是一种“点估计”方法。概率生态风险评估(PERA)可以将风险评价结论以连续分布曲线的形式得出，综合考虑暴露浓度和效应浓度的变异性和不确定性，对污染的生态风险做出整体评价[6]。PERA可以定量描述产生生态风险的概率大小，是一种更为透明、实用的、非保守的估计风险的方法。其中，联合概率曲线法及概率风险商等PERA方法目前已逐步应用于地表水、河口、海水等生态系统的污染物生态风险评估工作中[7-10]。

硝基苯(CAS编号：98-95-3)是一种重要的化工原料，主要用于苯胺染料的合成。研究表明，硝基苯对动物的多种组织(肾脏、肝脏、甲状腺等)具有致癌潜力[11]，是一种人类可疑致癌物[12]，对海洋水生生物具有急性毒性作用[13]。海洋环境中的硝基苯主要源自苯胺染料等化工厂的污水排放，随着沿海地区经济的迅猛发展，此类污水排入邻近海域也随之增加。研究表明，我国东海近海区域水体已受到不同程度的硝基苯污染[14-15]，硝基苯对水生生物存在潜在的生态风险的同时也可能影响人体健康。本研究通过收集、筛选我国本土物种的硝基苯水生生物毒性数据，并针对我国海区生物特点补充部分毒理学实验，应用物种敏感度分布(SSD)方法推导出硝基苯的保护水生生物的我国海水水质基准值。在此基础上，尝试应用联合概率曲线法和概率风险商方法，以椒江口为目标研究区域，评估硝基苯的生态风险。研究结果可以为我国海水水质基准工作的开展和污染物的生态风险评估提供参考。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 毒理学数据的收集和筛选

毒性数据主要来源于美国环境保护局(US EPA)的ECOTOX数据库[16]，同时还包括国内外公开发表的研究成果，另外根据我国生物区系特点，结合实验室研究结果进行毒性数据的收集和筛选。数据质量通过Klimisch方法进行评估和排序，毒性数据需满足Klimisch等[17]所规定的第1类无任何限制的可靠数据和第2类限制性可靠数据的要求。在推导我国海水水质基准时应优先使用海水生物的慢性毒性数据，如果数据不能满足定值方法要求时，可引入淡水生物的慢性毒性值作为补充。同时，为保证所建立的海水水质基准符合我国海洋生物区系特征，用于推导我国海水水质基准的生物毒性数据要求皆由栖息、分布或较大范围养殖于我国境内的水生生物的毒性实验所得[1]。实验研究中选择了我国近岸海域广泛分布的不同营养级的典型海洋物种，包括：缘管浒苔(Enteromorpha linza)、中肋骨条藻(Skeletonema costatum)、新月菱形藻(Nitzschia closterium)、黑褐新糠虾(Neomysis awatschensis)、河蜾蠃蜚(Corophium acherusicum)、乳色阿匍鰕虎鱼(Acanthogobius lactipes)、青鳉(Oryzias melastigma)以及虾夷马粪海胆(Strongylocentyotus internedius)等水生生物，并对其开展了急慢性毒性效应测试，获取了相应的毒性值，试验方法参考广为认可的标准测试方法[8]。

1.2 毒性数据的处理

定义急性实验为暴露周期不大于4 d的实验，并且结果以半数致死浓度(LC50)或半数效应浓度(EC50)的形式表征；定义慢性实验为暴露周期大于4 d的实验，结果以无观察效应浓度(NOEC)的形式表征。但对于藻类、细菌和原生动物，慢性的NOEC测试时间可小于4 d，暴露周期为3～4 d即可定义为慢性实验。用于统计模型推导的毒性数据应至少包括藻类、甲壳类和鱼类的8组不同生物的毒性数据。此外，毒性数据的筛选还应该遵循以下原则[18]：

(1) 针对同一种受试生物的同一生命阶段的相同毒理学终点的多组毒性值，首先剔除异常值，然后采用这些数据的几何均值作为该生物的毒性值。

(2) 针对同一受试生物的不同生命阶段相同的毒理学终点的多组急性毒性值，采用该物种敏感阶段时期的毒性值，其余情况应遵循第一条原则。

(3) 针对同一种受试生物不同的毒理学终点多组毒性值，取这些毒性的最低值。此外，当同一受试生物的毒性由于实验方式不同而不同时，毒性数据采用的优先顺序为：流动式>更新式>静态式。

1.3 海水水质基准推导方法

本研究以保护我国海水生物安全为目标，基于水生生物的急性毒性值，推导得出保护水生生物免受高浓度污染物短期作用的不利影响的海水水质基准高值(high seawater quality criterion, HSWC)；基于水生生物的慢性毒性值，推导得出避免低浓度污染物长期作用对水生生物产生的不利影响及其可能的“次生”毒性作用海水水质基准低值(low seawater quality criterion, LSWC)[1]。采用log-normal、log-logisitic和Burr III这3种不同拟合分布函数来构建硝基苯的SSD曲线，计算保护95%的水生生物物种的有害浓度(HC5)，使用Kolmogorov-Smirnov进行统计检验，统计参数显著性水平取0.05用来考察拟合效果，选取最优模型推导海水水质基准值。综合考虑毒性数据的质量、物种代表性和模型拟合程度等因素，在HC5的基础上引入了评价因子(AF)。即：

本研究中，AF的取值为1～5。目前还没有有效的方法来定量这些不确定性，对不确定性进行分析有基于概率理论的方法、区间分析和基于模糊理论的方法等[19]。

1.4 监测数据的评估、筛选和收集

获取的监测数据必须依据下面的标准评估其有效性和代表性。(1)收集具有质量保证的监测数据，采样技术、样品储存以及分析前样品准备必须考虑污染物的物理化学特性，且需考虑采样个数、采样频率以及具体的采样点，应满足采取的样品可以代表选取的位点的浓度；(2)污染物的分析方法为国际上(如OECD)可以接受的测试方法或国家标准/行业标准等标准化的分析测试方法；(3)收集污染物的溶解态浓度数据，在水体中的浓度单位为mg·L-1。

根据以上筛选原则，收集硝基苯的水体数据，然后应用SPSS 13.0进行统计分析，获得均值、上中下四分位数。离群值可使用下面的统计学方法判断，即：

log(Xi) > log(p75) + K(log(p75) - log(p25))

其中，>Xi的浓度认为是离群值，需要被剔除；pi是统计的第i百分点(第50百分位数为中位数)；K是比例因子，一般的程序包中K取1.5，此因子可以调整。

1.5 PERA风险表征方法

本研究分别采用商值概率分布法和联合概率曲线法来表征水体中硝基苯对海洋水生生物的风险。商值概率分布法将暴露浓度和毒性数据的概率分别代替了商值中的“点估计”，得到商值的概率密度分布曲线或累积概率分布曲线。风险表述为暴露浓度超过效应浓度的概率或超过任何固定商值的概率，具有非常确切的概率意义。联合概率曲线法可明确反映污染物的风险大小，由联合概率曲线和横坐标之间的面积定量，可选择性评估受影响物种百分数。本研究中，硝基苯暴露浓度数据先经对数转化，然后采用Shapiro-Wilk检验其正态分布情况。联合概率曲线法通过估计暴露分布和毒性分布2个log-normal曲线的面积重叠程度来计算相应的生态风险(δ)[7]。硝基苯的联合概率曲线和δ值由荷兰国立公共健康和环境研究所研发的ETXTM2.0软件绘制和计算。商值概率分布法主要通过Crystal Ball 11.1软件拟合实现。采用在95%置信度下，Monte Carlo(1 000次随机抽样)模拟暴露浓度分布和毒性数据分布，并预测商值概率分布。

2 结果(Results)

2.1 硝基苯毒性数据

根据1.1的筛选方法和1.2的毒性数据处理方法，针对硝基苯对水生生物的急、慢性毒性数据分别进行了收集，共筛选出：6大门类12种海水生物的急性毒性数据(表1)；5大门类8种海水生物的慢性毒性数据(表2)。应用表1和表2的毒性数据进行海水水质基准求算。

表1 硝基苯对我国海水生物的急性毒性数据(单位：mg·L-1)

注：LC50/EC50为半数致死浓度/半数效应浓度。

Note: LC50/EC50means median lethal concentration/median effect concentration.

表2 硝基苯对我国海水生物的慢性毒性数据(单位：mg·L-1)

注：NOEC为无可观察效应浓度。

Note: NOEC means no observed effect level.

2.2 硝基苯海水水质基准的确定

表3给出了log-normal、log-logisitic和Burr III这3种分布函数对硝基苯急、慢性毒性数据进行拟合的K-S检验结果，根据拟合优度检验得到的检验统计量来选择最佳拟合分布。表3还给出了硝基苯的HC5值。研究结果显示，急性毒性数据不符合Bur III分布(P< 0.05)，但符合log-logistic和log-normal分布，最优模型为log-logistic模型(检验统计量最小，为0.14913)。慢性毒性数据的最优模型为Bur III模型(检验统计量最小，为0.12319)。因此，根据最优拟合分布模型的计算结果推导得到硝基苯的急、慢性HC5分别为4.27 mg·L-1和0.11 mg·L-1。鉴于毒性数据的代表性、数据量和SSD拟合情况等，评价因子选择3，由此计算出硝基苯的HSWC和LSWC为1.42和0.037 mg·L-1。

由上可见，应用SSD方法推导得到保护我国海水生物的硝基苯海水水质基准高值HSWC为1.42 mg·L-1，低值LSWC为0.037 mg·L-1。

2.3 不同水生生物物种毒理学指标的敏感性

图1给出了硝基苯对不同水生生物的SSD曲线，从SSD曲线的斜率可以看出，硝基苯的物种敏感性分布范围较宽。根据硝基苯的慢性毒性研究结果，硅藻门的新月菱形藻(Nitzschia closterium)和中肋骨条藻(Skeletonema costatum)对硝基苯最为敏感，NOEC分别为0.1 mg·L-1和0.32 mg·L-1。棘皮动物门的海胆(Lytechinus variegates)对硝基苯也较为敏感，NOEC为1.3 mg·L-1。相比之下，绿藻和鱼类对硝基苯的敏感程度处于中等水平，节肢动物门对硝基苯的敏感性变异程度相对较大。

表3 硝基苯的毒性数据的不同拟合分布函数的K-S检验结果(α= 0.05)及HC5值

注：p为概率，HC5为保护95%的水生生物物种的有害浓度。

Note: p means probability and HC5means hazardous concentration for 5% species.

图1 硝基苯的物种敏感度分布(SSD)曲线Fig. 1 Species sensitivity distribution curves for nitrobenzene

2.4 概率生态风险评估

经文献调研，硝基苯的海洋环境监测数据十分欠缺，目前仅有江锦花等[14]报道了我国东海椒江口海水中的硝基苯污染状况。图2给出了我国椒江口海水中硝基苯经log对数转化后的暴露浓度分布，应用SPSS进行统计分析，S-W检验结果表明暴露浓度服从正态分布统计分析。海水中硝基苯的含量范围为0.046～0.268 mg·L-1，算数均值为0.125 mg·L-1。 在95%置信度下，采用Monte Carlo拟合硝基苯的暴露浓度和毒性数据，得到椒江口海水中的硝基苯商值概率分布(图3)。由于化学物质间的相互作用和在水环境中的累积效应，研究者提出风险商HQ大于0.3时对生态系统存在潜在的生态风险[21]。从图3(b)可以看出，椒江口海水中硝基苯对水生生物的商值超过0.3的概率为12%，表明椒江口水体中硝基苯对水生生物存在潜在的生态风险。

图2 硝基苯在椒江口海水中的浓度分布Fig. 2 Concentration distribution for nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary

图4为椒江口海水中硝基苯对水生生物的联合概率曲线。一般来讲，取5%作为可接受的风险阈值[7]。联合概率曲线方法可以明确反映污染物的风险大小，其位置越靠近坐标轴风险越小[9]。硝基苯对椒江口5%水生生物产生影响的概率6.13%，表明存在潜在生态风险。

3 讨论(Discussion)

3.1 我国海水生物毒性数据的重要性分析

目前，硝基苯的水生毒理学研究多集中于淡水生物，其海水生物毒性数据相对匮乏。因此，本研究选取了8种我国本土海水生物开展毒理学实验，以弥补文献中现有的硝基苯急慢性毒性数据的不足，所采用的8个物种的毒性数据鲜有文献报道。硝基苯对不同水生生物的敏感性差异可能因其不同的毒理学作用机制(MOA)，生活史，生理响应等因素造成[22]。从不同物种的敏感性结果来看，本研究开展的我国海区特征生物新月菱形藻(Nitzschia closterium)、中肋骨条藻(Skeletonema costatum)、青鳉(Oryzias melastigma)和马粪海胆(Leuciscus idus)对硝基苯的敏感程度相对较高，NOEC范围为0.3～2.5 mg·L-1。其中，新月菱形藻和中肋骨条藻均为赤潮藻，为近海优势藻种，在我国各海区的沿岸广泛分布。青鳉且对雌二醇和雌激素酮等内分泌干扰物具有较强的敏感性，广泛应用于生态毒理学研究，在中国、朝鲜、日本及印度等海域均普遍存在[23]。由此可见，在推导适用于我国海区的海水水质基准值时，需充分考虑我国海区生物特征，这对于海水水质基准的科学定值是十分重要的。

图3 椒江口海水中硝基苯对水生生物的商值概率分布(a)和商值累积概率分布(b)Fig. 3 Hazard quotient probability distribution (a) and cumulative probability distribution (b) for nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary to aquatic organisms

图4 椒江口海水中硝基苯对水生生物的联合概率曲线Fig. 4 Joint probability curve for nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary to aquatic organisms

3.2 与我国淡水水质基准值比较

从表4可以看出，基于我国水生生物物种推导得到的硝基苯淡水水质基准值与海水水质基准值存在一定的差异。通过毒性百分数排序法得出的硝基苯淡水水质基准值相对较低[24]，这是由于在毒性百分数排序法中只采用累积概率不大于0.05的4个最敏感的毒性数据进行log-triangular分布模型的拟合。而物种敏感度分布法在进行基准定值时考虑了全部毒性数据。因此，为降低推导结果的不确定性，建议采用物种敏感性分布法作为推导水质基准的首选方法。总体来看，在应用物种敏感度方法时，本研究推导的硝基苯海水水质基准与文献报道的硝基苯淡水水质基准差异不大，几乎在一个数量级，具有很好的可比性[24-25]。然而，即使采用相同的推导方法，基准值也存在一定的差异。如毒性百分数排序法推导的硝基苯淡水慢性基准，二者相差近百倍，这主要是由于推导水质基准所采信的毒性数据和物种组成差异较大。

3.3 我国近海硝基苯的生态风险

硝基苯作为重要的化工原料和反应中间体广泛用于医药、农药、染料、造纸、纺织等领域[26]。早在1986年，硝基苯就被列入美国环保局优先控制污染物名单[27]。1989年，我国环保局将硝基苯列入我国“水中优先控制污染物”的黑名单，中石油吉林石化公司曾在2005年造成重大的松花江污染事件。由于硝基苯在工业和生活中用途广泛，硝基苯通过人类生产活动进入到环境中，国内外学者对淡水环境中硝基苯的生物效应、浓度分布、水质基准等有了一定的研究[28-29]。但是，硝基苯的海洋环境污染并没有引起足够的重视，有关硝基苯的海洋环境浓度分布及产生的海洋环境效应等研究相对薄弱，限制了硝基苯的生态风险评价和风险管理。

从本研究的结果来看，我国东海椒江口海水中的硝基苯污染对水生生物尤其是对新月菱形藻等敏感性存在潜在的生态风险。我国沿海分布大量的化工园区，化工企业的硝基苯排放直接影响到我国近岸海域环境质量。因此，建议海洋环境管理部门和研究机构增加对硝基苯的关注度，未来的研究重点应包括：采用具我国海区特征的水生生物开展硝基苯的海洋生态毒理学研究；完善硝基苯的水质基准研究并制定相应的海水水质标准；对近岸海域硝基苯的污染现状开展调查，并且重点关注近海沿岸区域的硝基苯化工企业的排污状况；开展硝基苯的生态风险评估及风险控制等工作，为硝基苯的污染控制提供科学依据，从而促进近岸区域的可持续发展。

表4 保护水生生物的硝基苯水质基准(单位：mg·L-1)

3.4 生态风险不确定性分析

生态风险的不确定性分析使得风险评价工作相对完善。硝基苯在我国椒江口的概率生态风险评估的不确定性来源主要来源于效应分析(占到91.4%)(图5)。(1) 在计算过程中毒性数据的多寡及定值的统计外推方法直接关系到最后基准的定值。若毒性数据量仅符合构建SSD模型数据的基本要求，所推导的基准值置信区间范围跨度较大，不确定程度相应加大。SSD方法的使用，即：假设一定比例下的物种受到保护，即可以保护整个生态系统，以及log-normal模型的使用。(2) 物种组成的合理性直接关系到最终基准值是否为水生生物提供恰当和充分的保护。我国海岸线漫长、幅员辽阔，物种分布涵盖冷水性、温水性和暖水性等多种生物，而现有数据尚不足以对其一一细化，虽然本土物种的引入在一定程度上降低了毒性数据的不确定性，但是，推导的基准值所保护生物的范围还有待数据补充后进一步完善。(3) 目前所用毒性数据均源自实验室实验获得，为考虑实际环境中污染物与其他因子之间的相互作用，因此基于单个污染物的毒理学数据本身对真实环境的反应就存在一定的不确定性。毒性数据的匮乏在一定程度上也会带来不确定性。此外，椒江口海域位于东海海域台州湾入海口，因此，在暴露评估过程中，硝基苯的浓度会受河流输入以及临海地区的工业废水的输入影响，并且在分析测试过程中的随机误差和系统误差也会造成暴露数据的不确定性。

图5 硝基苯商值分布的敏感性分析Fig. 5 Sensitivity analysis of hazard quotient distribution of nitrobenzene

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Derivation of Marine Water Quality Criteria and Assessment of Ecological Risk of Nitrobenzene in China

Wang Ying, Mu Jingli, Wang Juying*

Key Laboratory for Ecological Environment in Coastal Areas of State Oceanic Administration, National Marine Environmental Monitoring Center, Dalian 116023, China

30 May 2014 accepted 7 August 2014

Nitrobenzene is one of the most important industrial raw materials. In the present study, marine water quality criteria of nitrobenzene in China were derived by species sensitivity distribution (SSD) method based on the collection of toxicity data from native marine species and toxicological experiments conducted on 8 marine species typical in China. The ecological risk of nitrobenzene in surface water of Jiaojiang Estuary was then assessed by two probability ecological risk assessment methods. Results demonstrated that the high seawater quality criterion and low seawater quality criteria of nitrobenzene were 1.42 and 0.037 mg·L-1, respectively, close with their freshwater water quality criteria derived by SSD method. The hazard quotient probability distribution and joint probability curve results indicated that nitrobenzene posed potential ecological risk to aquatic organisms in Jiaojiang Estuary. The corresponding measurements should be therefore taken by the management agencies to control the potential risk. The present study is expected to provide scientific references and guidance for the study of water quality criteria and ecological risk assessment, as well as the development of marine water quality standard of nitrobenzene in China.

nitrobenzene; marine water quality criteria; SSD; ecological risk

海洋公益性行业科研专项经费资助项目(201305002；201105013)；国家海洋局近岸海域生态环境重点实验室基金重点项目(201301)

王莹(1980-)，女，博士，副研究员，研究方向为污染物的生态毒理学效应和生态风险评估，E-mail: wangying@nmemc.org.cn；

*通讯作者(Corresponding author)，E-mail: jywang@nmemc.org.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140530001

2014-05-30 录用日期：2014-08-07

1673-5897(2015)1-160-09

X171.5

A

王菊英(1967—)，女，博士，研究员，主要从事海洋环境监测与评价、环境质量标准与基准研究。

王莹, 穆景利, 王菊英. 我国硝基苯的海水水质基准及生态风险评估研究[J]. 生态毒理学报, 2015, 10(1): 160-168

Wang Y, Mu J L, Wang J Y. Derivation of marine water quality criteria and assessment of ecological risk of nitrobenzene in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 160-168 (in Chinese)