基于物种敏感性分布的保护海水水生生物的石油烃急性毒性基准研究

穆景利，靳非，王菊英，王莹，丛艺

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

基于物种敏感性分布的保护海水水生生物的石油烃急性毒性基准研究

穆景利，靳非，王菊英*，王莹，丛艺

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

溢油污染对水生生物的危害以及分散剂使用对原油毒性的影响一直是溢油应急响应及危害评估时关注的焦点。本研究收集筛选了基于标准测试方法的90组急性毒性数据(LC50/EC50)，其中37组毒性数据来自15种油品的水容纳组分(water accommodated fraction, WAF)，53组来自11种化学分散剂与15种油品的分散液(chemically dispersed water accommodated fraction, CEWAF)，应用物种敏感性分布(species sensitivity distribution, SSD)方法推导了基于水生生物保护的石油烃总量(total petroleum hydrocarbon, TPH)的急性毒性基准值，同时还分析了分散剂和不同暴露方式对原油毒性的影响。结果显示，以名义浓度(nominal concentrations)所表示的毒性结果可能高估分散剂对原油毒性的影响，基于CEWAF和WAF的LC50/EC50所推导的有害浓度(HC5s)差异较小，计算出的保护水生生物TPH急性毒性基准值为0.38 mg·L-1(TPH)；鱼类对原油污染的响应明显敏感于甲壳类；同时证明了SSD方法在溢油毒性评估及风险阈值推导中具有可行性和合理性。

石油烃；海洋溢油；分散剂；海水水生生物；急性毒性；环境基准；物种敏感性分布；原油水容纳组分

海洋石油污染是沿海国家面临的重要环境污染问题之一，其风险评价体系也一直是科学家关注的主要议题。无论是灾害性的溢油事故还是慢性渗漏，所引发的污染均会对海洋环境造成严重的影响[1]。为了减少浮油进入沿岸地区和降低对野生生物的影响，喷洒大量的分散剂被认为是种能快速清理油污的有效方式[2]。分散剂的使用及对原油毒性的影响一直备受争议，其焦点在于：使用分散剂可能对海洋生物产生更强毒性，使用不同种分散剂其潜在毒性可能不同，以及分散剂在分散水中原油时释放的大量化合物所引起二次污染的风险大小等[3]。近几年，随着海上溢油事故频发以及分散剂的大量使用，上述问题更受到前所未有的关注。多项研究已显示，分散剂的喷洒可显著提高水中总石油烃(total petroleum hydrocarbons, TPH)浓度，引起其毒性增强[4-5]。近期研究也发现，分散剂仅仅提高了TPH的表观毒性和生物有效性，并未改变其组分的原有毒性[6]。此外，分散剂的类型、使用方式和用量等的差异都可能对TPH的组分、环境持久性和毒性等产生影响。因此，如何权衡分散剂使用的环境净收益、提出合理的使用策略等问题，是溢油应急管理与损害评估过程中关注的焦点。

溢油事故可使水体中TPH的含量在短期内快速升高，尤其在分散剂存在下其浓度远超海水水质标准的最高限值(0.5 mg·L-1)，但其短期的毒性影响如何、短期毒性阈值大小以及生态风险如何、超过我国海水水质标准最高限值的生态含义如何？目前都无相关的数据及相应的解释或说明，较为严重地制约了溢油应急响应过程中危害鉴定和风险级别的确定。通常情况下，在溢油危害性评估中，国内外都将在实验室开展大量的基于标准个体生物的毒性测试，其目的旨在获得污染事故的生态影响及危害水平。但如何将个体生物的测试结果外推至生态系统的影响，形成一个统一的毒性阈值，一直是风险评估及溢油危害评估中的难点和亟需解决的焦点。

物种敏感性分布法(species sensitivity distribution, SSD)是将各物种对某一特定化合物的毒性数据进行数学拟合，构建物种敏感度分布曲线，由此确定一个可以保护生态系统大多数生物的有害浓度(HCp)，这个浓度通常以HC5表示，即5%物种受到危害的浓度或保护95%物种的浓度。该方法是目前生态风险中生态效应阈值(即预测无效应浓度，PNEC)的推导方法，也是多个国家用来确定水环境基准的主要方法[7-8]。针对溢油毒性评价，当前已积累了大量有关原油水容纳组分(water accommodated fraction, WAF)和化学分散后的原油水容纳组分(chemically dispersed water accommodated fraction, CEWAF)的急性毒性数据，但应用SSD方法对溢油事故水环境中TPH有害浓度或基准浓度的研究却鲜有报道。本研究基于WAF和CEWAF对不同物种的急性毒性数据，应用SSD方法探讨不同物种对不同油品WAF和CEWF的敏感度分布特征，分析分散剂对WAF毒性的影响，推导出适合我国水环境特征的TPH保护水生生物的急性毒性基准值，以期为海洋溢油危害性评估及我国海水TPH水质基准的确定提供依据。

1 方法(Methods)

1.1 毒性数据来源和筛选

数据均来自公开发表文献，物种均是我国水环境中存在的物种和国际推荐的模式测试物种。测试溶液来自燃料油、重质原油、中质原油、轻质原油、风化原油等多种油品的WAF和CEWAF。WAF和CEWAF测试溶液，其制备方法必须遵循Anderson等或CROSERF规定的方法或等同方法[9-10]，毒性值以TPH或等同的总碳氢化合物(total hydrocarbon content, THC)的浓度表示。毒性数据筛选标准如表1所示。如一个物种有多个符合要求的数据，在剔除异常值(与其他值相差一个数量级以上的值)之后，采用这些值的几何均值作为构建SSD曲线的最终毒性值[11-12]。

1.2 SSDs和HCs

毒性数据(对数转换)先经Shapiro-Wilk和Kolmogorov-Smirnov两种检验方法进行正态分布检验，然后按毒性大小对其进行排序，计算每个物种的累积概率。将累积概率和对数转换毒性值拟合构建SSD分布曲线。采用log-normal分布模型对毒性数据进行拟合。以累积概率5%对应的对数转换值为有害浓度，即HC5值。依据HC5计算急性毒性基准值：

AWQC=HC5急性/AF

式中：AWQC为急性毒性基准值，AF为评价因子，取值为1～5，与推导HC5的不确定性有关，该评价因子的选取需要考虑数据质量、毒性终点、毒性数据所包含的物种多样性和代表性、化学物质的作用模式以及统计方法的不确定性等。目前还没有一个有效的方法来定量这些不确定性，在大部分研究中多选取评价因子为2[12]。因此，本研究也选取评价因子2进行计算总石油烃的急性毒性基准值。

2 结果(Results)

2.1 毒性数据

经筛选共获得90组毒性数据，其中暴露于WAF的为37组，暴露于CEWAF的为53组，涉及的原油品种为15种，化学分散剂为11种。15种油品中包括重质油、中质油、轻质油、风化原油、燃料油和柴油等，涵盖了国际上常见的各类油品。在90组毒性数据中共涉及了22个物种，涵盖了鱼类、甲壳类、轮虫类、贝类、藻类和棘皮类等6大门类，甲壳类和鱼类的数据分别为32组和45组，二者约占了全部数据的86%，其次分别为轮虫类、贝类、棘皮类和藻类，分别为3组、6组、2组和2组。

针对测试溶液浓度的分析方法，采用气相色谱方法获得TPH或THC的共有57组，采用光谱法的共有33组。气相色谱法(GC)对TPH的分析为C10～C36的烃类组分浓度、THC为C6～C36的烃类组分浓度，但C6～C9的烃类化合物多为挥发性有机物，故在毒性计算仍多以C10～C36计算，故二者的结果具有等同效力。在光谱法中，所筛选的33组数据均来自荧光测试方法(Flu)。筛选确定后的毒性数据见表2。

表1 用于构建物种敏感性分布(SSD)曲线的毒性数据标准

注：WAF，原油水容纳组分；CEWAF，化学分散后的原油水容纳组分；TPH，总石油烃；THC，总碳氢化合物。

Note: WAF, water accommodated fraction; CEWAF, chemically dispersed water accommodated fraction; TPH, total petroleum hydrocarbons; THC, total hydrocarbon content; LC50/EC50, 50% lethal concentration or 50% effect concentration.

2.2 物种敏感性分布及风险阈值

为比较WAF和CEWAF对物种敏感分布的影响及进一步评估分散剂添加对WAF毒性的影响，分别对WAF和CEWAF的毒性数据进行了SSD分布曲线的构建。WAF、CEWAF和二者合并后数据的正态分布检验显示，3组数据均符合正态检验，经log-normal拟合的结果如图1所示。经SSD拟合曲线获得WAF、CEWAF和二者合并后的HC5相差不大，分别为0.87 mg·L-1、0.70 mg·L-1和0.76 mg·L-1。可见，分散剂并未显著影响原油的HC5(表3)。由此，推荐HC5=0.76 mg·L-1作为TPH的有害浓度，即TPH的急性基准值为0.38 mg·L-1。

甲壳类和鱼类约占了总毒性数据的86%，故对两大种类生物的敏感性分析显示，鱼类要敏感于甲壳类，由甲壳类毒性数据所推导的HC5约是鱼类的2倍(图2和表3)。

图1 基于WAF、CEWAF和二者合并急性毒性数据的物种敏感性分布Fig. 1 Species sensitivity distributions based on acute toxicity data of WAF, CEWAF,and combined data

不同暴露方式所导致的毒性也可能不同，将流水式和半静态暴露方式的毒性数据经SSD拟合曲线获得HC5为0.64 mg·L-1，而静态方式的毒性数据所推导的HC5则为2.42 mg·L-1，二者相差约4倍(图3和表3)。

图2 甲壳类和鱼类急性毒性数据的物种敏感性分布Fig. 2 Comparison of species sensitivity distributions between fish and crustacean acute toxicity data

图3 不同暴露方式急性毒性数据的物种敏感性分布Fig. 3 Comparison of species sensitivity distributions between flow or semi-static and static acute toxicity data

表3 基于不同测试溶液、不同物种和不同暴露方式的HC5

Table 3 Summary of HC5developed by the toxicity data of different exposure solutions, species and exposure regimes

溶液Exposuresolution物种Species暴露方式ExposureregimeHC5/(mg·L-1)WAFCEWAFWAF+CEWAF鱼类Fsih甲壳类Crustacean流水式和半静态Flowandsemi-static静态Static0.870.700.760.420.930.642.42

3 讨论(Discussion)

当前，针对溢油事故的毒性评估多基于实验室对标准测试生物的急性毒性测试，测试溶液则通过物理或化学分散的方式获得相应的原油水容纳组分溶液，其中通过物理方式(搅拌)制备的溶液称为WAF，通过化学分散方式制备(即添加化学分散剂)的溶液则称之为CEWAF。同时，在制备WAF或CEWAF时常用的方法有2种，一种是将不同重量的原油加至水中，并通过物理或化学的方式获得不同浓度系列的测试溶液，另一种则是将固定重量的原油加至水中，通过物理或化学方式获得测试溶液的储备液(母液)，然后根据试验需要，将其稀释成不同的浓度系列进行测试[10]。可见，上述WAF和CEWAF的2种制备方法在毒性测试时都存在名义浓度(nominal concentration)或加标浓度(spiked concentrations)和测试浓度(measured concentration)的问题。以往研究认为：化学分散后的原油可使水中TPH和多环芳烃(PAHs)的含量显著升高，增强其原有毒性。但近期发现，分散剂添加显著提高了水体中TPH浓度，在同一名义浓度下(即稀释倍数一致)，CEWAF毒性强于WAF，但经TPH测试浓度校正后，CEWAF和WAF之间无显著毒性差异[6]。这表明，分散剂添加可能仅提高了TPH的表观浓度和生物有效性，但并未改变水中TPH各组分的毒性。为进一步探讨分散剂对原油毒性影响，本研究将同一油品对同一物种的WAF的LC50/EC50和CEWAF的LC50/EC50进行了WAF-CEWAF两两比较，其中LC50/EC50都以TPH或THC的测试浓度来表征。结果发现，在47对数据中，约有53%的WAF的LC50/EC50大于CEWAF的LC50/EC50，即53%的CEWAF毒性强于WAF，相反也有47%的WAF毒性强于CEWAF(图4)。可见，分散剂的添加并不完全是引起原油急性毒性的增强，而是否在慢性毒性方面也有类似结果，由于该方面数据欠缺目前尚无定论，但针对分散剂的市场准入评估以及使用策略的研究可能是今后重点研究的领域之一。此外，在当前国内针对溢油或原油毒性测试中，多以名义浓度进行表示(即稀释百分比数)，但该方法可能高估了CEWAF的毒性。实际溢油事故中，原油多为复杂的混合物，具有不同的溶解性和挥发性，名义浓度不能准确反映出水溶性组分的实际浓度和毒性信息。因此，建议今后在溢油或原油毒性测试中，毒性结果须以TPH或THC的测试浓度来表示，名义浓度不应作为毒性评估或决策制定的依据或参考。

图4 WAF急性毒性值LC50/EC50与CEWAF急性毒性值LC50/EC50的两两比较Fig. 4 Comparison of the acute toxicity (LC50/EC50) of WAF and CEWAF

当前实验毒性测试中暴露方式主要有3种，即流水式、半静态式(定期更换暴露水体)和静态式(暴露期间未换水)。不同方式对毒性测试结果也会产生不同的影响。本研究发现，通过流水式和半静态方式毒性数据推导的HC5为0.64 mg·L-1，而通过静态方式获得的为2.42 mg·L-1，约是前者的4倍。这与石油烃类化合物的挥发性较强有关，同时也表明，在溢油事故后，如果水上浮油短期内迅速清除，随着水体中石油烃类的挥发或降解，其急性毒性可能会明显降低。值得说明的是，虽然流水式和半静态方式所推导的有害浓度可更大程度上保护水生生物，但溢油事发中，由于事故类型复杂和油品多种等原则，实际水体中石油烃类化合物的暴露方式也会不同，如墨西哥湾和渤海蓬莱“19-3”油田的水下溢油，该暴露方式则多为流水式或半静态式，而小型船舶溢油，经物理和分散剂处理后的暴露方式则多为静态方式。鉴于此，本研究将上述3种暴露方式置于一起考虑，并以此推导溢油中总石油烃类的急性基准。

SSD方法已广泛应用于有毒有害污染物的风险评估以及多个国家的环境基准研究中，但针对溢油或原油的研究却非常鲜见，其原因可能与溢油所涉及的油品繁多有多，也可能与有效的毒性数据不足有关。考虑到所推导阈值的通用性及保护水生生物的保守性，本研究将不同油品的毒性数据进行了筛选整合，确定了重质油、中质油、轻质油、燃料油和风化原油等15种油品和11种国际上通用的分散剂，对通过物理和化学方式进入水体TPH的HC5进行了推导，结果发现，在有无分散剂影响下，TPH的HC5相差不大，分别为0.76 mg·L-1和0.87 mg·L-1，该结果也同时再次表明溢油事故中分散剂的喷洒可能并未明显增强原油已有的毒性。因此，本研究考虑到实际溢油环境中WAF和CEWAF共存的情况，推荐将通过二者合并后数据推导的HC5作为TPH的急性毒性基准值，即为0.38 mg·L-1(以TPH或THC的浓度表示)。与我国海水水质标准中总石油类的标准限值比较发现，本研究所推导的总石油烃类急性基准值高于二类水质标准限值，而基于鱼类毒性数据所推荐的急性毒性基准值低于二类标准限值(表4)。这表明，当溢油事发96 h内，如果水体中总石油烃的浓度超过0.21 mg·L-1，即可对鱼类产生危害，且鱼类早期发育阶段或幼体是最先受到影响，若超过0.76 mg·L-1，则可能对该区域5%的物种产生危害。

表4 总石油烃急性毒性基准值与我国海水水质标准中石油烃类的标准限值(GB3097—1997)

Table 4 Aquatic acute toxicity benchmarks and marine water quality standards for TPH in China (GB3097—1997)

类别Category海水水质标准marinewaterqualitystandard本研究Presentstudy一类ClassI二类ClassII三类ClassIII四类ClassIV急性基准值Acutecriteriavalue鱼类Fish甲壳类Crustacean限值/(mg·L-1)Value/(mg·L-1)0.050.300.500.350.210.46

墨西哥湾深水区溢油事故、渤海蓬莱“19-3”油田海底泄露事故、大连“7-16”新港爆炸溢油事故等几起重大海洋污染事件，再次引起了人们对溢油危害及影响的重视，同时也重新认识到原油污染对生态环境、群落及生态系统影响的复杂性，重新审视分散剂的影响及施用策略等问题，并亟需建立一种快速监测和评估溢油污染水体毒性的方法或方式。基于SSD推导总石油烃类有害浓度的方法为我们提供了借鉴与参考，本研究所推导的总石油烃类有害浓度和急性毒性基准值，既考虑了实际环境中原油自身污染，也考虑分散剂的影响，同时也探讨了不同暴露方式可能带来的影响。总体上，本研究方法具有可行性，所推导的急性毒性基准值具有借鉴意义。随着今后有效毒性数据的增多以及所涉及的物种、油品的丰富，相信急性基准值的不确定性势必下降，同时慢性基准值也会随之获得。

[1] Martínez-Gómez C, Vethaak A D, Hylland K, et al. A guide to toxicity assessment and monitoring effects at lower levels of biological organization following marine oil spills in European waters [J]. ICES Journal of Marine Science: Journal du Conseil, 2010, 67(6): 1105-1118

[2] McIntosh S, King T, Wu D, et al. Toxicity of dispersed weathered crude oil to early life stages of Atlantic herring (Clupea harengus) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2010, 29: 1160-1167

[3] Coelho G, Clark J, Aurand D. Toxicity testing of dispersed oil requires adherence to standardized protocols to assess potential real world effects [J]. Environmental Pollution, 2013, 177: 185-188

[4] Fuller C, Bonner J S. Comparative toxicity of oil, dispersant and dispersed oil to Texas marine species [C]// 2001 International Oil Spill Conference: Global Strategies for Prevention, Preparedness, Response, and Restoration: Tampa Convention Center, Tampa, Florida. Washington DC: American Petroleum Institute, 2001, March 26-29: 1243-1248

[5] Hemmer M J, Barron M G, Greene R M. Comparative toxicity of eight oil dispersants, Louisiana sweet crude oil (LSC), and chemically dispersed LSC to two aquatic test species [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2011, 30: 2244-2252

[6] Schein A, Scott J A, Mos L, et al. Oil dispersion increases the apparent bioavailability and toxicity of diesel to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2009, 28: 595-602

[7] Barron M G, Wharton S R. Survey of methodologies for developing media screening values for ecological risk assessment [J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2005, 1: 320-332

[8] 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: 508-515

[9] Anderson J W, Neff J M, Cox B A, et al. Characteristics of dispersions and water-soluble extracts of crude and refined oils and their toxicity to estuarine crustaceans and fish [J]. Marine Biology, 1974, 27: 75-88

[10] Singer M M, Aurand D, Bragin G E, et al. Standardization of the preparation and quantitation of water-accommodated fractions of petroleum for toxicity testing [J]. Marine Pollution Bulletin, 2000, 40: 1007-1016

[11] Wheeler J R, Grist E P M, Leung K M Y, et al. Species sensitivity distributions: Data and model choice [J]. Marine Pollution Bulletin, 2002, 45: 192-202

[12] 张瑞卿, 吴丰昌, 李会仙, 等. 应用物种敏感度分布法研究中国无机汞的水生生物水质基准[J]. 环境科学学报, 2012, 32(2): 440-449

Zhang R Q, Wu F C, Li H X, et al. Deriving aquatic water quality criteria for inorganic mercury in China by species sensitivity distributions [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(2): 440-449 (in Chinese)

[13] Hook S E, Osborn H L. Comparison of toxicity and transcriptomic profiles in a diatom exposed to oil, dispersants, dispersed oil [J]. Aquatic Toxicology, 2012, 124-125: 139-151

[14] Bellas J, Saco-lvarez L, Nieto, et al. Evaluation of artificially-weathered standard fuel oil toxicity by marine invertebrate embryogenesis bioassays [J]. Chemosphere, 2013, 90: 1103-1108

[15] Rico-Martínez R, Snell T W, Shearer T L. Synergistic toxicity of Macondo crude oil and dispersant Corexit 9500A®to the Brachionus plicatilis species complex (Rotifera) [J]. Environmental Pollution, 2013,173: 5-10

[16] Fuller C, Bonner J, Page C, et al. Comparative toxicity of oil, dispersant, and oil plus dispersant to several marine species [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23: 2941-2949

[17] Ndimele P E, Jenyo-Oni A, Jibuike C C. Comparative toxicity of crude oil, dispersant and crued oil-plus-dispersant to Tilapia guineensis [J]. Research Journal of Environmental Toxicology, 2010, 4: 13-22

[18] Lee K, King T, Robinson B, et al. Toxicity effects of chemically-dispersed crude oil on fish [C]. International Oil Spill Conference Proceedings, March 2011, 2011(1): 163-170

[19] Singer M M, George S, Lee I, et al. Effects of dispersant treatment on the acute aquatic toxicity of petroleum hydrocarbons [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1998, 34: 177-187

[20] Singer M M, Jacobson S, Tjeerdema R S, et al. Acute effects of fresh versus weathered oil to marine organisms: California finding [J]. International Oil Spill Conference Proceedings, 2001: 1263-1268

[21] Shuba P J, Heikamp A J. Toxicity tests on biological sepcies indigenous to the Gulf of Mexico [C]. International Oil Spill Conference Proceedings, February 1989, 1989(1): 309-316

[22] Lee K W, Shim W J, Yim U H, et al. Acute and chronic toxicity study of the water accommodated fraction (WAF), chemically enhanced WAF (CEWAF) of crude oil and dispersant in the rock pool copepod Tigriopus japonicus [J]. Chemosphere, 2013, 92: 1161-1168

◆

Development of Acute Aquatic Toxicity Criteria for Total Petroleum Hydrocarbon in Oil Spill Based on Species Sensitivity Distributions

Mu Jingli, Jin Fei, Wang Juying*, Wang Ying, Cong Yi

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

22 May 2014 accepted 8 August 2014

The impact of oil spill on aquatic organisms and the influence of dispersants on the toxicity of crude oil have been main concerns in emergency response and risk assessment of oil spill. In this study, a total of 90 toxicity data obtained using standard test methods were selected and applied in the derivation of acute toxicity benchmark of total petroleum hydrocarbon for aquatic organism protection and hazard concentrations (HCs) through species sensitivity distribution (SSD) method. The 90 toxicity data contain 37 sets of data from water accommodated fraction of oil (WAF) and 53 sets of data from chemically dispersed water accommodated fraction of oil (CEWAF) including 15 oils and 11 dispersants in 22 species. Fifth percentile hazard concentrations (HC5s) were calculated from the SSDs and used to assess the effects on water column biota by chemically treated oil spills and the impacts of exposure test conditions (flow, semi-static, and static) on the development of toxicity benchmarks. Results expressed by nominal concentrations possibly overestimate the toxicity of CEWAF compared with that of WAF, while there was only small difference in the HC5s derived based on WAF and CEWAF. The derived aquatic toxicity criteria value by SSD for a short exposure was 0.38 mg L-1(TPH). Fish is more sensitive to oil than crustacean. Application of SSDs appears to be a feasible and reasonable approach to develop oil toxicity criteria and assess risks of oil spill.

petroleum hydrocarbon; marine oil spill; dispersants; marine organisms; acute toxicity; environmental criteria; species sensitivity distribution; water accommodated fraction of crude oil

国家自然科学基金(41106089)；海洋公益性科研专项(201305002；201205012);国家海洋局北海分局渤海溢油项目(SDFZQ20141124-036);辽宁省海洋与渔业科研项目(201416)

穆景利(1979-)，博士，副研究员，研究方向为污染物的海洋环境效应及风险评估、海洋生态毒理学，E-mail: jlmu@nmemc.org.cn；

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

10.7524/AJE.1673-5897.20140522001

2014-05-22 录用日期：2014-08-08

1673-5897(2015)1-169-13

X171.5

A

王菊英(1967—)，女，海洋化学，博士，研究员，研究方向为海洋环境化学，重点关注海洋环境中污染物的环境效应及环境质量基准、海洋环境质量监测与评价方法学研究。

穆景利, 靳非, 王菊英, 等. 基于物种敏感性分布的保护海水水生生物的石油烃急性毒性基准研究[J]. 生态毒理学报, 2015, 10(1): 169-181

Mu J L, Jin F, Wang J Y, et al. Development of acute aquatic toxicity criteria for total petroleum hydrocarbon in oil spill based on species sensitivity distributions [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 169-181 (in Chinese)