中国典型河湖水体铅的水生生物安全基准与生态风险评价

王菲，廖静,3，茅丹俊，孙成,*，杨绍贵，周俊丽，刘红玲，高士祥，李梅

1. 南京大学环境学院，南京 2100232. 中国环境科学研究院，北京 1000123. 南京泓泰环境检测有限公司，南京 210023

中国典型河湖水体铅的水生生物安全基准与生态风险评价

王菲1，廖静1,3，茅丹俊1，孙成1,*，杨绍贵1，周俊丽2，刘红玲1，高士祥1，李梅1

1. 南京大学环境学院，南京 2100232. 中国环境科学研究院，北京 1000123. 南京泓泰环境检测有限公司，南京 210023

采用物种敏感度排序法(SSR)对我国铅的淡水水生生物安全基准进行推导，并以太湖为例进行了流域水生生物安全基准推导。对于难以获得的本土生物毒性数据，开展了相应的毒性试验。获得了我国国家与太湖流域铅的水生生物安全基准值，基准最大浓度(CMC)分别为63.92、104.26 μg·L-1，基准连续浓度(CCC)分别为1.21、4.06 μg·L-1。同时，对我国主要河流以及太湖流域进行了铅的生态风险评价，联合概率曲线法显示影响5%水生生物种类的概率分别为66.22%和43.19%，熵值法则显示中国主要河流存在较大的铅暴露风险，因此，我国铅的潜在生态风险较大，主要河流与太湖流域存在铅污染问题。

铅；水质基准；物种敏感度排序法；生态风险评价；熵值法；概率风险评价法

Received20 January 2017accepted30 March 2017

Abstract: The aquatic quality criteria of lead in China were derived by the methods of species sensitivity rank. Several toxicity tests were added for the local species due to the shortage of toxicity data. The criteria of lead in Taihu watershed were also derived based on the parameters and formulas of freshwater soluble metallic quality criteria made by US EPA. The results showed that the criteria maximum concentration (CMC) and the criteria continuous concentration (CCC) values of lead were 63.92 μg·L-1and 1.21 μg·L-1in China, and those were 104.26 μg·L-1and 4.06 μg·L-1in Taihu watershed, respectively. Also, ecological risk assessments of lead exposure to aquatic ecosystem were conducted by the quotient method and the probabilistic approach. Risk quotients (RQ) showed that the potential ecological risk of lead in main rivers of China was high. The joint probability curve approach showed that the probabilities at 5% of the affected aquatic organisms were 66.22% in China and 43.19% in Taihu watershed, respectively, which also showed a high potential ecological risk of lead.

Keywords: lead; water quality criteria; species sensitivity rank (SSR); ecological risk assessment; quotient method; probability risk assessment

铅是一种有毒重金属元素，在自然界中分布广泛。随着高强度的工业生产和频繁的人类活动，大量含铅废水进入水体或土壤，造成我国地表水体中铅污染现象普遍。近年来，我国人体中铅的水平呈上升趋势，特别是我国儿童群体中血铅浓度较高，部分调查显示3～5岁幼儿血铅超标比例高达29.91%[1]，所以开展铅的生态风险评价具有重要意义。同时，铅及其化合物被列入中国水环境优先污染物黑名单，其具有蓄积性、沿食物链转移富集、污染后不易被发现并难以恢复等特点，所以对铅的水质标准与基准开展研究尤为必要。

美国、加拿大等国家[2-4]都进行了重金属水生生物水质基准的相关研究，而我国水质基准的制定相对落后，需要积极开展相应的研究。近些年，关于我国铅的水质基准已经有一些初步讨论，洪鸣等[5]对我国海水中金属铅的水质基准进行了推导，杨建军等[6]以渭河陕西段为对象，研究了铅的水质基准，何丽等[7]对铅水水生生物安全基准及其初步应用进行了探讨，赵芊渊等[8]应用概率物种敏感度分布法研究太湖重金属水生生物水质基准。以此为基础，本文旨在更新完善铅的水质基准推导，并选择太湖作为我国流域的典型代表，对铅在流域的水质基准进行研究。

近些年，我国已逐步开展主要流域重金属的环境风险评价工作，例如太湖水体典型重金属镉和铬含量及其生态风险[9]，沉积物和土壤重金属的生态风险研究[10-11]。本文搜集了我国主要河流以及太湖流域的铅浓度数据，以期开展中国主要河流以及太湖流域铅的生态风险评价工作。

研究参照美国双值体系，对从大量文献和本研究实验中获得的水生生物物种(包括中国本地种及引进物种等)的铅毒性数据进行统计分析，采用美国国家环保局(US EPA)推荐的物种敏感度排序法(SSR)[3]推导了铅的淡水水生生物基准，并与我国的水质标准和已有研究的基准值进行比较分析。采用风险熵值法和概率曲线分布法对我国主要河流以及太湖流域的铅暴露风险进行评价，并结合具体河流状况进行综合分析，以期为我国以及太湖流域铅的水质标准制定和水质安全管理提供技术支持。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 物种与数据的筛选

二价的铅有多种化合物，毒性数据查询时选定的待查询物质包括以下几种：醋酸铅、碳酸铅、氯化铅以及硝酸铅。

毒性数据主要来自于US EPA的ECOTOX毒性数据库(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)和维普数据库以及中国知网，数据收集截止到2016年10月。

由于是对我国铅的水质基准进行推导，本土生物的毒性数据不可或缺，为此，对于部分难于获得本土生物毒性数据，本课题组开展了相应急性毒性试验。实验室试验物种主要有三角涡虫、鲫鱼、鲢鱼、黄颡鱼等，同时也开展了部分藻类毒性试验，主要为铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)、普通小球藻(Chlorella vulgaris)和梅尼小环藻(Cyclotella meneghiniana)。

1.2 水生生物试验方法

参照“GB/T 13267—1991 水质物质对淡水鱼(斑马鱼)急性毒性测试方法”[12]和“OECD化学品毒性测试技术指南”[13]，对三角涡虫、鲫鱼、鲢鱼、黄颡鱼等进行静态急性毒性测试试验。实验用水为经曝气脱氯充氧24 h以上的自来水，pH 7.2～7.8，溶解氧8.4～8.8 mg·L-1，电导288 μS·cm-1，总硬度120 mg·L-1(以CaCO3计)，试验期间溶解氧保持在大于4 mg·L-1。实验以硝酸铅为受试化合物，按等对数间距至少设置5个浓度组，浓度间隔系数小于2.2。每个浓度设3个平行，每一系列设1个空白。试验周期为96 h，于24 h、48 h、72 h和96 h观察中毒症状并记录受试生物死亡率，死亡个体及时移出，计算得出96 h-LC50值。

对铜绿微囊藻、普通小球藻、梅尼小环藻进行藻类实验，经光照强度2 000 lux，光暗比12 h∶12 h，温度为25 ℃的光照培养箱驯化培养后，取对数生长期的藻分别于100 mL的锥形瓶中，再加入所需浓度的硝酸铅，使各藻类的起始密度为6×105cells·mL-1左右，每组3个平行，另各设一个空白对照。将藻液放入培养箱中进行培养，实验周期为96 h，每隔24 h取藻液采用分光光度法测定其650 nm处的吸收值，与空白对比，求得藻类的96 h-EC50值。

1.3 水样采集与铅浓度测定方法

分别于2009至2014年7次在太湖湖区的37个点位(GPS定位)进行采样。采集水样500 mL于洁净的聚乙烯瓶中，后加硝酸酸化，然后经过0.45 μm滤膜过滤，低温保存。水样重金属使用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS，Perkin-Elmer, NexION 300，美国)进行测定，通过试剂空白及平行样进行分析质量控制，用加标回收率来控制样品测定的准确性，相对标准差均控制在20%以内，加标回收率在90%～105%之间。

1.4 水质基准推导方法

物种敏感度排序法是US EPA推荐的制定水质基准[3]的标准方法，其是将所得属的毒性数据按从小到大排序，R则代表毒性数据在序列中所处的位置，N是毒性数据总量，序列百分数P=R/(N+1)。P值靠近5%处的4个属为4个最敏感属，根据公式(1)～(4)可得出最终急性值(Final Acute Value, FAV)，从而求得基准最大浓度(CMC)为FAV/2。若慢性数据充足，最终慢性值(Final Chronic Value, FCV)使用与FAV相同的方法计算；当数据不足时，采用最终急慢性比率(Final Acute Chronic Ratio, FACR)，用公式FCV=FAV/FACR计算。基准连续浓度(CCC)为最终慢性值、最终植物值(Final Plant Value, FPV)和最终残留值(Final Residue Value, FRV)三值中的最小值。

(1)

(2)

(3)

FAV=eA

(4)

式中S、L、A为计算过程中的符号，无特殊的含义；GMAV为属急性毒性平均值；P为属毒性数据的排序百分数。

1.5 生态风险评价

熵值法是一种较为简单的风险评价方法[14-15]，主要是根据风险熵与1的相对大小来判断。风险熵(RQ)的计算公式如下，即实际测定浓度(measured environmental concentration, MEC)和预测无效应浓度(predicted no effect concentration, PNEC)的比值。

RQ=MEC/PNEC

(5)

采用物种敏感度分布法(Species Sensitivity Distributions, SSDs)拟合急性毒性或慢性毒性数据得到HC5(hazardous concentration for 5% of species)，HC5除以相应评估因子则得到PNEC值，通过公式(5)即可求得RQ。当RQ大于1表明物质存在潜在生态风险，反之则代表生态风险相对较小。

为了更全面地进行铅的生态风险评价，本研究同时采用了联合概率曲线法，该方法是通过毒性数据曲线和暴露浓度曲线绘制出超过毒性值的百分数与物种百分数的一条联合概率曲线，通过分析毒性数据和暴露浓度的概率分布来考察污染物对生物的毒害程度，从而判断污染物的生态风险大小，该曲线与坐标轴的相对位置可对生态风险大小进行直观地估计[15-16]。

2 结果(Results)

2.1 毒性数据

数据筛选原则主要依据US EPA规定原则，结合我国流域物种分布情况，筛选后得到的铅对27个属35种淡水动物的急性毒性数据(表1)以及9个属9种淡水动物的慢性毒性数据(表2)，表3是铅对淡水藻类和植物的毒性数据。具体的数据筛选要求如下[3,17]：1)根据物种拉丁名和英文名等检索物种的中文名称和区域分布情况，剔除非中国物种的数据(例如白鲑、美国旗鱼等)以及只在实验室养殖用于试验的生物数据(例如黑头软口鲦、斑马鱼等)。2)在急性毒性试验中，水蚤类、摇蚊类动物保留48 h-LC50或EC50急性毒性试验指标；鱼类及其他生物采用96 h-LC50或EC50数据。3)在慢性毒性试验中，慢性毒性指标保留数据为14 d以上EC50或LC50毒性测试终点值以及NOEC(无观察效应浓度，no observed effect concentration)或LOEC(最低观察效应浓度，lowest observed effect concentration)慢性毒性测试终点值。4)当实验物种为藻类时，采用急性毒性试验，试验结果应以96 h-EC50来表示；当实验物种为水生维管束植物时，采用慢性毒性试验，试验结果应用长期的EC50来表示。研究所选择的水生生物涵盖3个营养级：绿藻/初级生产者、小型甲壳类/初级消费者、以及鱼类/次级消费者，数据包括了至少3门8科的生物分类单元，符合US EPA建立水质基准的要求。

表1 铅对淡水动物的急性毒性Table 1 Acute toxicity of lead to aquatic organisms

注：SMAV(species mean acute value)为种急性毒性平均值；GMAV(genus mean acute value)为属急性毒性平均值；- 代表数据来源于US EPA的ECOTOX毒性数据库。

Note: SMAV is species mean acute value; GMAV is genus mean acute value; - means data comes from ECOTOX database of US EPA.

2.2 中国主要河流以及太湖流域铅污染水平

本研究收集了我国主要河流(表4)以及2009—2014年太湖流域水体中铅的平均浓度(图1)。太湖流域共设置39个采样点，划分为8个区域(图2)，采样时间分别为2009年6月，2010年7月，2011年7月，2012年8月，2013年3月和9月以及2014年2月。

图1 2009-2014年太湖不同流域水体中铅的平均浓度Fig. 1 Lead exposure concentration in Taihu watershed from 2009 to 2014

图2 太湖流域39个采样点位Fig. 2 39 sampling points in Taihu watershed

表2 铅对淡水动物的慢性毒性Table 2 Chronic toxicity of lead to aquatic organisms

注：SMCV(species mean chronic value)为种慢性毒性平均值；GMCV(genus mean chronic value)为属慢性毒性平均值；数据来源于US EPA的ECOTOX毒性数据库。

Note: SMCV is species mean chronic value; GMCV is genus mean chronic value; data comes from ECOTOX database of US EPA.

表3 铅对淡水藻类和植物的毒性Table 3 Toxicity of lead to freshwater algae and plants

2.3 水质基准推导

2.3.1 铅的国家水质基准推导

由表1中的数据计算得到铅的FAV值为127.83 μg·L-1，所以得CMC的值为63.92 μg·L-1。由表2数据计算得到的FCV值是11.50 μg·L-1。表3可以看出，铅对水生植物毒性范围在60～63 800 μg·L-1之间，最敏感的毒性效应值为60 μg·L-1，由此确定FPV为60 μg·L-1。根据中华人民共和国国家质量监督检验检疫局颁布的铅在水产品中的标准限值[39]，得到铅在各类水产品中的最大允许组织浓度：鱼类0.5 mg·kg-1、甲壳类0.5 mg·kg-1、贝类1.0 mg·kg-1、头足类1.0 mg·kg-1。通过收集数据得到一系列水生生物对铅的富集因子，其中最大的是鱼类彩石鲋，生物富集因子为412[40]。因最大允许组织浓度为0.5 mg·kg-1，通过计算得出铅的FRV为1.21 μg·L-1。综上，基于US EPA规范方法得到的中国淡水水生生物铅基准最大浓度CMC值和基准连续浓度CCC值分别为63.92和1.21 μg·L-1。

2.3.2 铅的太湖流域水质基准推导

流域水质基准与流域水质状况息息相关，硬度对水质基准影响方面已有部分研究[6,41]。由于铅是与硬度有关的淡水可溶性金属，但我国还未制定出与硬度有关的可溶性金属Pb基准的计算参数与公式，所以本研究参照US EPA淡水可溶性金属Pb的基准计算公式(5)～(6)[2]，对太湖流域Pb的水质基准值进行推导。

CMC= exp{mA[ln hardness]+bA}(CF)/1000

(5)

CCC= exp{mC[ln hardness]+bC}(CF)/1000

(6)

CMC与CCC中的CF(淡水转换系数)均可由公式1.46203-[(ln hardness)(0.145712)]进行计算得出，式中mA、bA、mC和bC为待定参数，US EPA将其确定为mA=1.273，bA=-1.460，mC=1.273，bC=-4.705。太湖流域的总硬度约为155.77 mg·L-1(118.05～210.00 mg·L-1)[42]，所以求得CF=0.7264，根据公式计算得到CMC=104.26 μg·L-1，CCC=4.06 μg·L-1。由硬度求得的太湖流域CMC与CCC值都高于国家基准。

2.4 生态风险评价

2.4.1 熵值法

由于物种敏感度分布法一般要求至少10个物种的毒性数据[43]，所以采用急慢性比率对种急性

表4 国内主要河流Pb的浓度水平[34-38]Table 4 Statistical summary of lead exposure in main rivers of China [34-38]

注：浓度为河流铅浓度平均值。

Note: Concentration is average concentration.

表5 中国主要河流以及太湖流域铅的风险熵(RQ)Table 5 Risk quotient (RQ) of lead in main rivers of China and Taihu watershed

毒性数据进行转化，急慢性比率取默认值10[2-3]，后用SPSS 17.0对其对数值进行Shapiro-Wilk正态分布检验，显著性水平P为0.167，符合正态分布，满足SSD方法的拟合要求。然后对转化后的种毒性值由小到大进行排序并编号，以编号除以数据总数加1(即累积概率，cumulative probability)为纵坐标，转化后的种毒性值的对数值为横坐标作图，用Origin 8.0拟合铅的急性物种敏感度分布曲线，拟合较好的是Logistic函数，可决系数R2为0.993，加权卡方检验系数为5.51×10-4，拟合公式为：

y=A2+(A1-A2)/(1+(x/b)p)

(7)

y为累计概率，x为铅浓度(μg·L-1)的对数值，A1、A2、b和p为曲线特征参数，y=0.05时，x=0.991，计算可得HC5=9.79 μg·L-1。出于统计考虑和环境保护需求，本研究取评估因子为1，即将PNEC设为HC5[44]，所以得到PNEC值为9.79 μg·L-1，RQ=MEC/PNEC求得中国主要河流以及太湖流域铅的风险熵(表5)。

由表5可以看到太湖流域的竺山湖和南部沿岸区RQ值大于1，说明这2个区域铅的生态风险相对较大。中国主要河流中，除拉萨河、鸭绿江、松花江和长江外，其他河流的RQ值都大于1，一定程度上说明了我国大部分河流都存在一定的铅暴露风险。淮河流域RQ值最大，主要原因是其数据来源于淮河安徽段，监测点附近有电厂等一些企业，导致铅浓度异常。黄河段铅暴露风险也处在较高水平，原因可能是黄河上游有较多金属冶炼企业，加上泥沙流量大水土冲刷剧烈，导致了铅的释放。

2.4.2 概率风险评价

将铅的水生生物急性毒性数据进行急慢性比率转化后与环境中铅的暴露浓度进行拟合，得到基于铅暴露浓度和毒性数据分布的联合概率曲线。

由结果可知，太湖流域铅影响5%水生生物种类的概率为43.19%，影响5%水生生物种类对应的暴露浓度为6.41 μg·L-1，竺山湖与南部沿岸区铅平均暴露浓度都远大于该值，这2个地区铅的生态风险较大。相关研究表明，大量工业废水排放，造成竺山湖地区重金属污染严重[45]。全国主要河流则显示了更大的铅暴露风险，影响5%水生生物种类的概率高达66.22%。由图3可以直观看到，二者联合概率曲线都远离坐标轴，太湖流域较我国主要河流的联合概率曲线要稍接近坐标轴，表明我国主要河流与太湖流域铅的潜在生态风险都较大，而且我国主要河流相对于太湖流域铅污染更加严重。

图3 基于全国主要河流与太湖流域铅暴露浓度和 毒性数据分布的联合概率曲线Fig. 3 Joint probability distribution curve of SSD and cumulative distribution of exposure concentration in main rivers of China and Taihu watershed

3 讨论(Discussion)

本研究获得的铅水生生物阈值与美国的水质基准以及相关水质标准值列在表6中。美国EPA公布的水质基准认为铅的基准值是受硬度影响的变化值，其公布的CMC值为65 μg·L-1，CCC值为2.5 μg·L-1。可以看出本研究推导的水生生物基准的CMC与美国的非常一致，这可能是因为最敏感的物种毒性试验数值相近；而本研究推导的CCC与美国EPA的数值相差一倍以上，但在一个数量级以内，还是属于物种间的敏感度差异，抑或是由于我国规定的铅在各类水产品中的最大允许组织浓度与美国的不同。这也基本说明本研究在基于我国水生生物的基础上推导铅基准的方法是可行的，数据是可靠的。另外，从表中可见南非的水质基准推导值是以硬度为区间进行划分，区间对应的基准值还是有较大差异的，随着硬度增大铅的基准值升高。考虑到我国地域辽阔，水质差异大，硬度区间广，水质基准研究中引入硬度的概念可作为后续工作的研究重点，特别是对易受硬度影响的物质。

通过将本研究推导值与何丽等[7]研究值进行比较，可以发现本研究CMC值约是其一半，这主要是数据经筛选后得到的敏感物种不同，后者得到的4种最敏感物种分别为鲤属、茴鱼属、钩虾属和网纹蚤属。本研究更广泛地搜集了中国本地物种与引进物种的毒性数据，并开展了部分本地物种的毒性实验。另外，赵芊渊等[8]也研究的太湖水质基准值，其Pb的CMC约是本研究的6倍多而CCC值则相差更大，可能的原因是该研究运用了概率物种敏感度分布法，而本研究主要是基于太湖水质总硬度情况进行推导，基于我国的水质标准以及美国等国外的水质标准与基准，应该说本研究更切合环境需求，即水质标准处于CMC与CCC之间。我国渭河段水质基准研究[6]以渭河陕西段各断面的硬度为基础，得到铅的水质基准推荐值，该研究特别考虑了硬度对水质基准的影响，其单一基准值接近于我国的水质标准(II类)，具有一定的可行性，因此，硬度是铅的水质基准研究应该考虑的环境因子之一。同时，流域水质基准的研究更应与流域水质情况相关联，石小荣等[47]在以太湖流域为例探讨我国淡水生物氨氮基准时考虑了pH和温度对水质基准的影响，主要由于氨氮毒性与温度、pH密切相关。在重金属研究方面，目前多数研究尚未考虑温度与pH等的影响，这主要是因多数重金属在常规水体中的溶解态几乎不受pH影响，温度也影响极小。但在有条件时考虑pH、温度、腐殖酸等综合影响，可使特定流域水体的重金属基准更趋于符合实际水体的水生生物保护目标，可为更加有效保护区域水环境提供支持。

另一方面可以看到，我国II类的水质标准为10 μg·L-1，与欧盟和日本的水质标准一致，高于澳大利亚水质标准，低于美国水质标准。水质标准值都落在CCC与CMC之间，而我国的III与IV类水质标准的铅浓度为50 μg·L-1，也低于CMC。由此可见，这2种基准值能基本满足水体短期应急和长期生物效应的保护需求，期望可为我国水质标准的制定提供参考。

表6 铅基准值与水质标准的比较Table 6 Comparison between criteria and standards for lead

注：CMC为基准最大浓度；CCC为基准连续浓度；SSR为物种敏感度排序法；SSD为物种敏感度分布法；PSSD为概率物种敏感度分布法。

Note: CMC is criteria maximum concentration; CCC is criteria continuous concentration; SSR is species sensitivity rank; SSD is species sensitivity distribution; PSSD is probabilistic species sensitivity distribution.

本研究分别采用熵值法和概率风险评价法对我国主要河流以及太湖流域进行了铅的生态风险评价，2种方法都显示了我国水环境具有较高的铅暴露风险。有些流域铅浓度异常高，例如淮河，这和监测点位的选择直接相关。由于本研究搜集的我国主要河流铅暴露浓度来源于不同学者的研究成果，而且部分是对污染河段的研究。不排除一些点位的铅暴露浓度值偏高的可能。因此，若要更加全面准确地对我国主要河流的铅污染进行风险评价，还需要进行统一的更广范围更长时间跨度的铅暴露水平监测。

铅的各类水质标准值除澳大利亚外其余都大于PNEC值(9.79 μg·L-1)，但总的相差不大，表明该标准值下可能存在一定的生态风险。我国地表水环境质量标准II类标准值在SSD曲线中对应概率为5.15%，所以可知约5.15%的水生生物受到影响。表6中所有双值体系得到的CCC值都小于PNEC值，在SSD曲线中对应概率接近为0，说明该浓度下铅对水生生物影响微小，能达到完全保护水生生物的要求。而本研究得到的我国CMC值由SSD曲线可知大约影响22.87%的水生生物，具有一定的生态风险效应，但总体基本满足水体短期应急的需求。

综上所述，本文的主要结论包括：

1)基于我国淡水水生生物物种应用物种敏感度排序法研究了铅的急性毒性水质基准(CMC)与慢性毒性水质基准(CCC)。所获得的CMC与CCC分别为63.92 μg·L-1和1.21 μg·L-1，同美国EPA的铅的CMC(65 μg·L-1)与CCC(2.5 μg·L-1)相当接近，基本说明铅对我国的水生生物与美国的水生生物影响相近，无很大区别。

2)我国的铅水质标准为10 μg·L-1(I、II类)与50 μg·L-1(III、IV类)，落在CMC与CCC之间，说明采用双值体系的水质基准比单值科学，能基本满足对环境水体中短期应急和长期生物效应保护的需求。

3)太湖流域水生生物安全基准推导，获得CMC与CCC分别为104.26 μg·L-1和4.06 μg·L-1。其生态风险评价显示，竺山湖和南部沿岸区存在较大的铅暴露风险。整体来看，铅影响太湖流域5%水生生物种类的概率为43.19%，可见太湖流域铅的潜在生态风险较大。

4)我国主要河流除拉萨河、鸭绿江和长江外，其他河流RQ值都大于1。概率风险评价法得到铅影响我国主要河流5%水生生物种类的概率高达66.22%。2种方法都在一定程度上说明了我国主要河流存在一定的铅暴露风险，铅污染应当引起足够的重视。

[1] 戚其平, 杨艳伟, 姚孝元, 等. 中国城市儿童血铅水平调查[J]. 中华流行病学杂志, 2002, 23(3): 162-166

Qi Q P, Yang Y W, Yao X Y, et al. Blood lead level of children in the urban areas in China [J]. Chinese Journal of Epidemiology, 2002, 23(3): 162-166 (in Chinese)

[2] United States Environmental Protection Agency (US EPA). National Recommended Water Quality Criteria [R]. Washington DC: Office of Water, Office of Science and Technology, 2009

[3] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses (PB 85-227049). [R] Washington DC: US EPA, 1985

[4] Canadian Council of Ministers of the Environment. Protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life [R]. Winnipeg: Canadian Council of Ministers of the Environment, 1999

[5] 洪鸣, 王菊英, 张志峰, 等. 海水中金属铅水质基准定值研究[J]. 中国环境科学, 2016, 36(2): 626-633

Hong M, Wang J Y, Zhang Z F, et al. Study on seawater quality criteria for lead [J]. China Environmental Science, 2016, 36(2): 626-633 (in Chinese)

[6] 杨建军, 关卫省, 路屏. 缺水重污染河流可溶性金属Pb水质基准研究[J]. 环境保护科学, 2013, 39(4): 17-22

Yang J J, Guan W X, Lu P. Study on water quality criteria of soluble metal Pb in the river with water shortage and heavy pollution [J]. Environmental Protection Science, 2013, 39(4): 17-22 (in Chinese)

[7] 何丽, 蔡靳, 高富, 等. 铅水生生物基准研究与初步应用[J]. 环境科学与技术, 2014, 37(4): 31-37

He L, Cai J, Gao F, et al. Studies of freshwater aquatic life water ambient quality criteria for lead and their tentative application to risk assessment [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 37(4): 31-37 (in Chinese)

[8] 赵芊渊, 侯俊, 王超, 等. 应用概率物种敏感度分布法研究太湖重金属水生生物水质基准[J]. 生态毒理学报, 2015, 10(6): 121-128

Zhao Q Y, Hou J, Wang C, et al. Deriving aquatic water quality criteria for heavy metals in Taihu Lake by probabilistic species sensitivity distribution [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(6): 121-128 (in Chinese)

[9] 陈璐璐, 周北海, 徐冰冰, 等. 太湖水体典型重金属镉和铬含量及其生态风险[J]. 生态学杂志, 2011, 30(10): 2290-2296

Chen L L, Zhou B H, Xu B B, et al. Cadmium and chromium concentrations and their ecological risks in the water body of Taihu Lake, East China [J]. Chinese Journal of Ecology, 2011, 30(10): 2290-2296 (in Chinese)

[10] 郑立保, 陈卫平, 焦文涛, 等. 某铅蓄电池厂土壤中铅的含量分布特征及生态风险[J]. 环境科学, 2013, 34(9): 3669-3674

Zheng L B, Chen W P, Jiao W T, et al. Distribution characteristics and ecological risk of Pb in soils at a lead battery plant [J]. Environmental Science, 2013, 34(9): 3669-3674 (in Chinese)

[11] 张凤英, 阎百兴, 路永正, 等. 松花江沉积物中Pb, As, Cr的分布及生态风险评价[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(2): 726-730

Zhang F Y, Yan B X, Lu Y Z, et al. Distribution and potential ecological risk of Pb, As, Cr in Songhua River sediments [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2008, 27(2): 726-730 (in Chinese)

[12] 谢凤君, 陈惠志, 赵幼一. GB/T 13267—1991 水质/物质对淡水鱼(斑马鱼)急性毒性测定方法[S]. 北京: 国家环境保护局, 1992

Xie F J, Chen H Z, Zhao Y Y. GB/T 13267-1991 Water quality-determination of the acute toxicity of substance to a freshwater fish ( Brachydanio rerio Hamilton-Buchanan) [S]. Beijing: Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China, 1992 (in Chinese)

[13] OECD. TG 203 OECD Guideline for Testing of Chemical. Fish, Acute Toxicity Test [S]. Paris: OECD, 1992

[14] EC (European Commission). Technical guidance document on risk assessment. EUR 20418 EN/2 [S]. Brussel: EC, 2003

[15] 邢立群, 郑新梅, 刘红玲, 等. 中国主要河流中硝基苯生态风险研究[J]. 中国环境科学, 2011, 31(2): 301-306

Xing L Q, Zheng X M, Liu H L, et al. Ecological risk assessment of nitrobenzene in main rivers of China [J]. China Environmental Science, 2011, 31(2): 301-306 (in Chinese)

[16] Solomon K, Giesy J, Jones P. Probabilistic risk assessment of agrochemicals in the environment [J]. Crop Protection, 2000, 19: 649-655

[17] 吴丰昌, 孟伟, 曹雨静, 等. 镉的淡水水生生物水质基准研究[J]. 环境科学研究, 2011, 24(2): 172-184

Wu F C, Meng W, Cao Y J, et al. Derivation of aquatic life water quality criteria for cadmium in freshwater in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(2): 172-184 (in Chinese)

[18] 米静洁, 袁慧, 王兰. 铜,镉,铬,铅对河南华溪蟹的急性毒性作用[J]. 安徽农业科学, 2008, 36(17): 7273-7274

Mi J J, Yuan H, Wang L. Study on the acute toxic effects of Cu, Cd, Cr and Pb on Sinopotamon henanense [J]. Journal of Anhui Agricultural Science, 2008, 36(17): 7273-7274 (in Chinese)

[19] 温茹淑, 郑清梅, 方展强, 等. 汞, 铅对草鱼的急性毒性及安全浓度评价[J]. 安徽农业科学, 2007, 35(16): 4863-4864

Wen R S, Zheng Q M, Fang Z Q, et al. Acute toxicity of mercury and lead to grass carps and safety assessment [J]. Journal of Anhui Agricultural Science, 2007, 35(16): 4863-4864 (in Chinese)

[20] 吴本富, 胡好远, 郝家胜. Pb2+,Cd2+对3种水生动物致毒效应影响的比较研究[J]. 生命科学研究, 2007, 11(2): 183-188

Wu B F, Hu H Y, Hao J S. The toxic effects of Pb2+and Cd2+pollutants on three kinds of aquatic organisms [J]. Life Science Research, 2007, 11(2): 183-188 (in Chinese)

[21] 王银秋, 张迎梅, 赵东芹. 重金属镉,铅,锌对鲫鱼和泥鳅的毒性[J]. 甘肃科学学报, 2003, 15(1): 35-38

Wang Y Q, Zhang Y M, Zhao D Q. Effects of heavy metals cadmium, lead and zinc on the survival of Carassius auratus and Misgurnus anguillicaudatus [J]. Journal of Gansu Science, 2003, 15(1): 35-38 (in Chinese)

[22] 于丰军. 铅和镉两种重金属对中华绒螯蟹的毒性效应研究[D]. 上海: 华东师范大学, 2005: 10-12

Yu F J. Study of cadmium and lead toxicity on the Chinese mitten-handed crab, Erioeheir Snienssi [D]. Shanghai: East China Normal University, 2005: 10-12 (in Chinese)

[23] 陈万光, 屈菊平, 邓平平, 等. Cu2+,Pb2+对高体鳑鲏幼鱼的急性毒性研究[J]. 江苏农业科学, 2010(4): 243-244

Chen W G, Qu J P, Deng P P, et al. Studies on the acute toxicity of Cu2+, Pb2+to deep-bodied bitterling fish [J]. Jiangsu Agricultural Science, 2010(4): 243-244 (in Chinese)

[24] 叶素兰, 余治平. Cu2+, Pb2+, Cd2+, Cr6+对鳙胚胎和仔鱼的急性致毒效应[J]. 水产科学, 2009, 28(5): 263-267

Ye S L, Yu Z P. Acute toxicity of Cu2+, Pb2+, Cd2+and Cr6+to embryos and larvae of bighead carp Aristichthys nobilis [J]. Fisheries Science, 2009, 28(5): 263-267 (in Chinese)

[25] 赵华斌, 胡好远, 王莹, 等. Pb2+和 Cd2+对水螅毒性作用的初步研究[J]. 安徽师范大学学报: 自然科学版, 2006, 28(4): 447-450

Zhao H B, Hu H Y, Wang Y, et al. Studies on the toxicity of Pb2+and Cd2to Hydra pseudoligactis [J]. Journal of Anhui Normal University: Natural Science, 2006, 28(4): 447-450 (in Chinese)

[26] 王莹, 郝家胜, 陈娜, 等. 铅,镉和锌3种重金属离子对水螅的联合毒性研究[J]. 生命科学研究, 2006, 10(1): 91-94

Wang Y, Hao J S, Chen N, et al. Joint toxicity test of heavy meatal ions lead, cadmium and zinc to Hydra sp. [J]. Life Science Research, 2006, 10(1): 91-94 (in Chinese)

[27] 王健鑫, 王日昕. Pb2+对中国林蛙蝌蚪生长发育的毒性效应[J]. 浙江农业学报, 2008, 20(3): 203-207

Wang J X, Wang R X. Toxic effects of Pb2+on growth and development of Rana chensinensis tadpole [J]. Acta Agriculturae Zhejiangensis, 2008, 20(3): 203-207 (in Chinese)

[28] 赵含英. 金属离子,农药对萼花臂尾轮虫毒性影响的研究[D]. 南京: 南京师范大学, 2003: 22-24

Zhao H Y. Studies on the toxic effect of metal ions and pesticides on rotifer Brachtonus calyciflorus [D]. Nanjing: Nanjing Normal University, 2003: 22-24 (in Chinese)

[29] Cooper N L, Bidwell J R, Kumar A. Toxicity of copper, lead, and zinc mixtures to Ceriodaphnia dubia and Daphnia carinata [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2009, 72(5): 1523-1528

[30] 徐善良, 王丹丽, 叶静娜, 等. 4种重金属离子对多刺裸腹溞的联合毒性效应[J]. 生物学杂志, 2011, 28(3): 21-25

Xu S L, Wang D L, Ye J N, et al. Joint toxicity effect of four heavy metal on Moina macrocopa [J]. Journal of Biology, 2011, 28(3): 21-25 (in Chinese)

[31] Rachlin J W, Jensen T E, Warkentine B. Growth response of the green alga (Chlorella saccharophila) to selected concentrations of the heavy metals Cd, Cu, Pb, and Zn [C]. Trace Substances in Environmental Health: Proceedings of University of Missouri's Annual Conference, 1982

[32] Chao M R, Chen C Y. No-observed-effect concentrations in batch and continuous algal toxicity tests [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000, 19(6): 1589-1596

[33] Gaur J P, Noraho N, Chauhan Y S. Relationship between heavy metal accumulation and toxicity in Spirodela polyrhiza (L.) Schleid. and Azolla pinnata R. Br [J]. Aquatic Botany, 1994, 49(2): 183-192

[34] Müller B, Berg M, Yao Z P, et al. How polluted is the Yangtze River? Water quality downstream from the Three Gorges Dam [J]. Science of the Total Environment, 2008, 402(2-3): 232-247

[35] 叶飞, 周其文, 刘书田, 等. 天津市主要河流水质调查与评价[J]. 环境卫生工程, 2009, 17(6): 9-11

Ye F, Zhou Q W, Liu S T, et al. Investigation and evaluation of water quality for main rivers in Tianjin[J]. Environmental Sanitation Engineering, 2009, 17(6): 9-11 (in Chinese)

[36] 李春晖, 杨志峰, 郑小康, 等. 黄河干流主要重金属污染特征及其与流量关系[J]. 水资源与水工程学报, 2007, 18(6): 1-3

Li C H, Yang Z F, Zhen X K, et al. Pollution characters by heavy metals and its relationship with flows in the Yellow River [J]. Journal of Water Resources & Water Engineering, 2007, 18(6): 1-3 (in Chinese)

[37] 刘耀驰, 高栗, 李志光, 等. 湘江重金属污染现状、污染原因分析与对策探讨[J]. 环境保护科学, 2010, 36(4): 26-29

Liu Y C, Gao L, Li Z G, et al. Analysis on heavy metals pollution status and reasons in Xiangjiang River and discussion on its countermeasures [J]. Environmental Protection Science, 2010, 36(4): 26-29 (in Chinese)

[38] 严睿文, 李玉成. 淮河安徽段水及沉积物中重金属的研究[J]. 生物学杂志, 2010, 27(2): 74-79

Yan R W, Li Y C. Study on heavy metals of water and sediments of Huaihe River in Anhui section [J]. Journal of Biology, 2010, 27(2): 74-79 (in Chinese)

[39] 国家环境保护总局. GB18406—2001农产品质量安全:无公害水产品安全要求[S]. 北京: 中国标准出版社, 2001

[40] 褚武英. 几种重金属在淡水动物体内的富集及其毒理研究[D]. 上海: 上海师范大学, 2003: 27-31

Chu W Y. Bioaccumulation of heavy metals in the fresh water animals and the toxic effect of them on the hepatopancreas of Macrobrachium rosenberggi [D]. Shanghai: Shanghai Normal University, 2003: 27-31 (in Chinese)

[41] 马燕, 吴丰昌, 谭伟强, 等. 影响银淡水生物水质基准的环境因素分析[J]. 生态毒理学报, 2015, 10(1): 235-244

Ma Y, Wu F C, Tan W Q, et al. Investigation on environment factors affecting the freshwater of quality criteria for silver to protect aquatic life in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 235-244 (in Chinese)

[42] 代丹, 张远, 韩雪娇, 等. 太湖流域污水排放对湖水天然水化学的影响[J]. 环境科学学报, 2015, 35(10): 3121-3130

Dai D, Zhang Y, Han X J, et al. Impact of sewage discharge on the water chemistry of Lake Taihu [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(10): 3121-3130 (in Chinese)

[43] 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(1-12): 192-202

[44] 雷炳莉, 黄圣彪, 王子健. 生态风险评价理论和方法[J]. 化学进展, 2009, 21(2/3): 350-358

Lei B L, Huang S B, Wang Z J. Theories and methods of ecological risk assessment [J]. Progress in Chemistry, 2009, 21(2/3): 350-358 (in Chinese)

[45] 袁和忠, 沈吉, 刘恩峰. 太湖重金属和营养盐污染特征分析[J]. 环境科学, 2011, 32(3): 649-657

Yuan H Z, Shen J, Liu E F. Assessment and characterization of heavy metals and nutrients in sediments from Taihu Lake [J]. Environmental Science, 2011, 32(3): 649-657 (in Chinese)

[46] Roux D J, Jooste S H J, MacKay H M. Substance-specific water quality criteria for the protection of South African freshwater ecosystem: Methods for derivation and initial results for some inorganic toxic substances [J]. South African Journal of Science, 1996, 92: 198-206

[47] 石小荣, 李梅, 崔益斌, 等. 以太湖流域为例探讨我国淡水生物氨氮基准[J]. 环境科学学报, 2012, 32(6): 1406-1414

Shi X R, Li M, Cui Y B, et al. Development of aquatic water quality criteria for ammonia in freshwater ecosystem of China based on Lake Tai basin [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(6): 1406-1414 (in Chinese)

◆

AquaticQualityCriteriaandEcologicalRiskAssessmentforLeadinTypicalWatersofChina

Wang Fei1, Liao Jing1,3, Mao Danjun1, Sun Cheng1,*, Yang Shaogui1, Zhou Junli2, Liu Hongling1, Gao Shixiang1, Li Mei1

1. School of the Environment, Nanjing University, Nanjing 210023, China2. Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China3. Hongtai Environmental Testing Co. Ltd, Nanjing 210023, China

10.7524/AJE.1673-5897.20170120004

2017-01-20录用日期2017-03-30

1673-5897(2017)3-434-12

X171.5

A

孙成(1955—)，男，教授，博士生导师，主要从事微量与痕量有机污染物的分析、污染物的环境行为以及水体中有毒有机物去除技术与机理研究，发表科学论文200多篇。

国家水体污染控制与治理科技重大专项资助(2017ZX07301-002)

王菲(1992-)，女，硕士，研究方向为水质基准研究和土壤有机污染物修复，E-mail: feiiris@126.com；

*通讯作者(Corresponding author)， E-mail: envidean@nju.edu.cn

王菲, 廖静, 茅丹俊, 等. 中国典型河湖水体铅的水生生物安全基准与生态风险评价[J]. 生态毒理学报，2017, 12(3): 434-445

Wang F, Liao J, Mao D J, et al. Aquatic quality criteria and ecological risk assessment for lead in typical waters of China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 434-445 (in Chinese)