目前我国正在系统地开展水质基准研究工作, 水质基准依据保护对象的不同可分为水生生物基准、人体健康基准、沉积物基准、生态学基准等.其中, 作为水质基准重要组份之一的水生生物基准, 以保护水生态受体、维护生态平衡为目的, 是制定相关水质标准的科学依据, 也是进行生态风险评估的重要依据.近年, 我国水生生物基准研究工作取得了一定的成果, 如：对国外水生生物基准技术方法在国内的应用方面进行了研究^[1~8]; 采用美国、欧洲等国家和地区水生生物基准技术方法, 推导了重金属污染物^[9~11]、有机污染物^[12~16]、水体营养物质^[17~19]等一些污染物的水生生物基准值.

美国^[20]、澳大利亚^[21]等国家在推导本国水生生物基准时, 推荐使用本土物种的毒性数据, Davies等^[22]对使用非本土物种毒性数据推导出的基准值能否保护本土水生生物提出了质疑.因此, 各国在推导本国水生生物基准时, 基本均面临本土物种毒性数据缺乏的问题.即使在水生生物基准发展较早的美国, 至今也才推荐了58种污染物[化学的(如:Hg、毒死蜱等)、物理的(如:色度等)、生物的(如:细菌等)]的水生生物基准值.在我国, 由于水生生物基准研究工作起步较晚, 各项相关研究尚不完善, 并且我国也存在本土生物毒性数据普遍较缺乏的问题.因此, 如何解决本土生物毒性数据缺乏的问题, 成为我国水生生物基准研究中急需解决的重要问题.

在建立我国水生生物基准时, 对能否直接采用国外水生生物基准值, 或采用非本土生物毒性数据来推导我国水生生物基准值存在不同的看法.本研究以中国与美国为例, 分别搜集我国与美国的生物毒性数据, 通过对中美间的水生生物基准推导所采用物种的敏感性差异进行分析, 初步探讨直接采用国外水生生物基准值或采用非本土生物毒性数据来保护我国水生生物的可行性.

水生生物毒性数据的主要来源包括:中国知网CNKI、ECOTOX(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)等数据库以及公开发表的文献.

数据搜集完成后, 参照文献[20], 对搜集的生物毒性数据进行初步筛选.毒性数据的初步筛选原则包括:测试信息不完全、有疑点的数据(未设立对照组、对照组大量死亡等)、性质不稳定(易挥发、易水解)而未采用流水式试验等的毒性数据不可用.完成初步筛选后, 需进一步对毒性数据进行二次筛选，二次筛选原则包括:浮游甲壳类生物的急性毒性试验终点为48-h LC₅₀或EC₅₀, 鱼、贝、虾、蟹等生物的试验终点是96-h LC₅₀或EC₅₀, 优先选择流水式试验结果及对试验溶液浓度有监控的毒性数据; 所有毒性数据都要求有明确的测试终点、测试时间及对测试阶段或指标的详细描述、按照标准方法进行测试.当同一个物种或同一个终点有多个毒性值可用时, 使用该多个值的几何平均值为种平均急性值(species mean acute values, SMAV)^[20].

US EPA至今共推荐了58种污染物的水生生物基准值, 由于对美国水生生物分类的认识有限, 本研究在进行中美水生生物物种敏感性差异研究时, 只采用了US EPA公开发布的58种污染物的毒性数据作为美国物种毒性数据.为进行中美水生生物物种敏感性差异的分析研究, 依据1.1节的搜集和筛选原则, 结合文献[23]和中国生物物种名录(http:data.sp2000.cn/2011_cnnode_c/info_checklist.php), 搜集和筛选这58种污染物的我国本土生物毒性数据, 其中在我国自然水体有分布的物种也被归为本土生物进行数据搜集.

生物毒性数据搜集筛选完成后, 需要对数据能否达到最少生物毒性数据需求(minimum toxicity data requirement, MTDR)进行判别.在水生生物水质基准研究工作中, 为使推导的基准值具有代表性和准确性, 利用SSD法推导基准值时有MTDR的要求, 不同的国家对MTDR的要求有所不同, 其中US EPA于1985年制定的“推导保护水生生物及其用途的水质基准的技术指南”中指出需满足“3门8科”本土水生动物的毒性数据^[20].我国水质基准研究相对滞后, 对于MTDR研究的报道也较少, 现有的研究多集中在依据美国“3门8科”MTDR的基础上, 进行生态毒理学试验或搜集毒性数据推导污染物的水生生物基准值^{[11, 12, 15, 17, 18]}, 也有学者在美国“3门8科”的基础上对我国MTDR进行了探索和分析^[3].但总体来说, 相对于发达国家, 我国水生生物基准研究尚处于学习和探索阶段, MTDR的研究也不系统和全面, 因此, 本研究中水生生物基准MTDR选用US EPA“3门8科”的要求, 但由笔者先前的研究可知^[24], 我国本土鱼类以鲤科鱼为主, 因此，把“3门8科”MTDR要求中“1种鲑科鱼类”改为“1种鲤科鱼类”, 筛选出中美共有的且毒性数据满足“3门8科”的污染物.

本研究采用SPSS 20.0中的双样本Kolmogorov-Smirnov(K-S)检验, 对中美物种间的敏感性差异进行比较.K-S检验是一种非参数检验, 其中ks是一个检验统计量, 用于检验2组分布的显著性差异水平(P＜0.05时差异显著).K-S检验常被用于检验2个样本是否来自同一个分布, 并且已被用于比较不同分类群生物间的敏感性差异^{[6, 15, 16, 25]}.此外, 本研究采用数量级差异分析法对中美物种SSD分布的重要点位HC₅(hazard concentration of 5% species, 对5%的生物产生危害的浓度)和HC₅₀进行比较, HC₅和HC₅₀是水生生物基准研究中重要的两个点, 其中HC₅在美国、澳大利亚、欧盟等国家和地区经常被直接用于计算水质基准值(水质基准值=HC₅/AF，1≤AF≤5), HC₅₀在荷兰RIVM ETX2.0水质基准计算程序中也是重要的一个指标, 可反映50%水生生物不受危害的浓度.中美各污染物之间HC₅和HC₅₀的差异比较主要采用数量级差异分析法, 有学者在进行水质基准研究中认为, 如果HC₅之间差异在一个数量级内^{[6, 26~31]}, 则差异较小; 如果HC₅之间差异超过一个数量级, 则差异较大.US EPA^[32]在预测水生生物毒性时, 如果预测值和原值的差异在5倍(0.5个数量级)以内, 则认为差异很小.因此, 在本研究中美典型污染物HC₅和HC₅₀差异分析中, 如果中美间HC₅或HC₅₀差异在0.5个数量级以内, 则认为差异较小; 在一个数量级以内, 则认为差异可接受; 超过一个数量级, 则认为差异较大不可接受.

US EPA至今共推荐了58种污染物(生物、化学、物理)的水生生物基准值, 为了后文进一步进行中美物种敏感性差异的分析研究, 本研究依据1.1节的毒性数据搜集和筛选原则, 搜集和筛选了这58种污染物的我国本土生物毒性数据.其中, 10种污染物的本土生物毒性数据比较充足, 并符合“3门8科”的要求, 主要包括Hg、Cr(Ⅵ)、As(Ⅲ)、Pb、Zn、Cu、对硫磷、毒死蜱、硝基苯、三丁基锡.受篇幅和参考文献量的限制, 本文只列出毒死蜱、三丁基锡的毒性数据和文献来源(表 1、表 2), 其中, 毒死蜱共有3门14科20种生物的急性毒性数据, 三丁基锡共有4门8科12种生物的急性毒性数据.表 1和表 2中美国水生动物毒性数据来源于美国基准文件, 由于对美国水生生物分类的认识有限, 本文未能列出其中文名称、具体的生物分类等信息.Hg、Cr(Ⅵ)、As(Ⅲ)、对硫磷、硝基苯的毒性数据见文献[6], Cu、Zn、Pb的数据可见文献[29, 33, 34].

表 1 (Table 1)

表 1 毒死蜱的本土生物毒性数据 Table 1 Biological toxicity data of native species for chlorpyrifos 序号 我国生物毒性数据 美国基准文件中的毒性数据 LC50(EC50)/μg·L-1 物种 拉叮蝴 文献 拉叮蝴 LC50(EC50)/μg·L-1 1 0.89 南美白对虾 Penaeus vanmamei [35] Gammarus lacustris 0.11 2 1.08 摇蚊 Chironomus sp. [36] Gammarus pseudolimnaeus 0.18 3 4.61 大型溞 Daphnia magna [37~39] Gammarus fasclatus 0.32 4 11.60 青虾 Macrobrachium nipponense [40] Pteronarcella badia 0.38 5 22.90 中华绒螯蟹 Eriocheir sinensis [41] Claasenla sabulosa 0.57 6 26.23 麦穗鱼 Pseudorasbora parva [42, 43] Leptoceridae sp. 0.77 7 50.00 草鱼 Ctenopharynodon idellus [44] Peltodytes sp. 0.80 8 52.00 河川沙塘鳢 Odontobutis potamophila [45] Neoplea striola 1.38 9 67.55 蓝鳃太阳鱼 Lepomis macrochirus [42, 43] Orconectes immunis 6.00 10 149.20 鲤鱼 Cyprinus carpio [46] Salmo gairdneri 8.49 11 160.00 尖膀胱螺 Physa acuta [47] Pteronarcys izal lfornlca 10.00 12 172.00 鲢鱼 Hypophthalmichthys molitrix [48] Lepomis macrochirus 10.00 13 193.20 大鳞副泥鳅 Paramisgurnus dabryanus [49] Salmo clarkl 18.00 14 200.00 多刺裸腹溞 Moina macrocopa [50] Salvelinus namaycush 98.00 15 557.67 鲫鱼 Carassius auratus [51~53] Plmephales promelas 331.70 16 800.00 中华蟾蜍蝌蚪 Bufo gargarizans [54] Aplexa hypnorum 806.00 17 2 400.00 泽蛙蝌蚪 Rana limnocharis [39] Carasslus auratus 806.00 18 4 320.00 环棱螺 Bellamya lapidea [55] Ictalurus punctatus 806.00 19 6 310.00 中华圆田螺 Cipangopaludina chinensis [55] / / 20 8 750.00 河蚬 Corbicula fluminea [55] / /

表 1 毒死蜱的本土生物毒性数据 Table 1 Biological toxicity data of native species for chlorpyrifos

表 2 (Table 2)

表 2 2三丁基锡的本土生物毒性数据 Table 2 Biological toxicity data of native species for tributyltin 序号 我国生物毒性数据 美国基准文件中的毒性数据 LC50(EC50)/μg·L-1 物种 拉叮蝴 文献 拉叮蝴 LC50(EC50)/μg·L-1 1 1.17 折叠萝卜螺 Radix plicatula [56] Hydra oligactis 1.14 2 2.00 大型溞 Daphnia magna [57] Hydra littoralis 1.20 3 3.15 鲤鱼 Cyprinus carpio [58] Chlorohydra viridissmia 1.80 4 5.82 孔雀鱼 Poecilia reticulata [59] Pimephales promelas 2.60 5 8.30 蓝鳃太阳鱼 Lepomis macrochirus [60] Gammarus pseudolimnaeus 3.70 6 16.60 羽摇蚊幼虫 Chironomus plumosus [61] Daphnia magna 4.30 7 28.70 鲫鱼 Carassius auratus [62] Oncorhynchus mykiss 4.57 8 51.00 罗氏沼虾 Macrobrachium rosenbergii [63] Lumbriculus variegatus 5.40 9 145.55 苏氏尾鳃蚓 Branchiura sowerbyi [64] Ictalurus punctatus 5.50 10 241.55 穴附器毛突摇蚊 Chaetocladius sexpapilosus [65] Lepomis macrochirus 8.30 11 285.40 红德永摇蚊幼虫 Tokunagayusurika akamusi [61] Culex sp. 10.20 12 335.63 霍甫水丝蚓 Limnodrilus hoffmeisteri [64] Salvelinus naymaycush 12.73 13 / / / / Elliptio camplanatus 24 600.00

表 2 2三丁基锡的本土生物毒性数据 Table 2 Biological toxicity data of native species for tributyltin

本研究对10种污染物的中美物种敏感性分布进行了拟合(图 1).从图 1中物种敏感性分布曲线和95%置信区间的差异可知, As(Ⅲ)、Hg、Pb、Zn、硝基苯、对硫磷的中美SSD曲线比较接近, 95%置信区间基本重合.但毒死蜱、三丁基锡、Cu、Cr(Ⅵ)的中美SSD曲线和95%置信区间均偏差较大.同时, 本研究采用双样本K-S检验对中美物种的敏感性分布差异进行了分析, 具体结果见表 3, 经过K-S检验可知中美物种对Cu、毒死蜱、三丁基锡的敏感性存在显著性差异(P＜0.05).中美SSD曲线的偏差, 特别是低值区域的偏差将直接导致HC₅值的差异.因此本研究还对两国物种敏感性分布的重要点位HC₅、HC₅₀值进行了比较, 由于US EPA“指南”方法只能计算FAV(HC₅)值而不能计算HC₅₀值, 因此在本研究中采用log-logistic SSD法, 分别对中美两国生物毒性数据进行了处理, 计算得出HC₅值和HC₅₀值, 然后对中美两国之间的HC₅、HC₅₀值进行差异比较(表 4), 结果显示中美两国Cr(Ⅵ)、毒死蜱的HC₅值差异超过一个数量级, 毒死蜱的HC₅₀值差异超过一个数量级.

图 1

Fig. 1

图 1 10种污染物的中美物种敏感性分布 Fig. 1 Species sensitivity distribution of 10 pollutants between China and the USA

表 3 (Table 3)

表 3 采用双样本K-S检验中美物种敏感性差异1) Table 3 Difference of species sensitivity distribution between China and the USA using two-sample K-S test 污染物 n1 n2 ks P(K-S检验) As(Ⅲ) 15 16 0.394 0.998 Cr(Ⅵ) 29 34 1.059 0.212 Hg 46 33 0.681 0.742 Cu 57 54 1.596 0.012 Zn 25 44 0.940 0.340 Pb 24 10 0.465 0.982 毒死蜱 20 18 1.669 0.008 硝基苯 18 11 0.541 0.932 三丁基锡 12 13 1.366 0.048 对硫磷 27 38 0.802 0.542 1)n1为污染物的我国生物毒性数据量, n2为污染物的美国生物毒性数据量; ks是用于决定差异是否显著的统计量; P(K-S检验)反差异是否显著, 当P＜0.05时, 表明存在显著差异

表 3 采用双样本K-S检验中美物种敏感性差异1) Table 3 Difference of species sensitivity distribution between China and the USA using two-sample K-S test

表 4 (Table 4)

表 4 中美物种HC5和HC50值差异情况1) Table 4 Difference of HC5 and HC50 values between China and the USA 污染物 物种 HC5 差异倍数 HC50 差异倍数 As(Ⅲ) 中国物种 277.88 0.83 9 867.11 1.03 美国物种 335.29 9 593.34 Cr(Ⅵ) 中国物种 4.15 0.09 5 478.86 0.31 美国物种 41.71 17 402.83 Hg 中国物种 3.52 0.41 139.95 0.73 美国物种 8.69 191.54 Cu 中国物种 1.68 0.24 61.17 0.46 美国物种 7.00 131.62 Zn 中国物种 23.40 0.14 2 174.85 0.70 美国物种 170.26 3 110.93 Pb 中国物种 13.15 0.54 5 754.40 0.63 美国物种 24.49 9 089.50 毒死蜱 中国物种 0.63 63.00 116.70 21.14 美国物种 0.01 5.52 硝基苯 中国物种 11.23 0.56 63.49 0.89 美国物种 19.88 71.21 三丁基锡 中国物种 0.70 0.93 23.55 5.14 美国物种 0.75 4.58 对硫磷 中国物种 0.05 5.00 169.04 3.75 美国物种 0.01 45.07 1)HC5或HC50对应As(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)、Hg、Cu、Zn、Pb、对硫磷、三丁基锡、毒死蜱的单位为μg·L-1, 对应硝基苯的单位为mg·L-1; 差异倍数通过中国HC5或HC50值/美国HC5或HC50值计算

表 4 中美物种HC5和HC50值差异情况1) Table 4 Difference of HC5 and HC50 values between China and the USA

从图 1的物种敏感性分布、SSD曲线的差异可知, Cu、毒死蜱、三丁基锡的中美SSD曲线和95%置信区间均偏差较大.中美SSD曲线的偏差, 特别是低值区域的偏差将直接导致HC₅值的差异, 通过对两国物种敏感性分布的重要点位HC₅、HC₅₀值进行比较, 结果显示中美两国As(Ⅲ)、Hg、Cu、Zn、Pb、对硫磷、硝基苯、三丁基锡的HC₅和HC₅₀差异均未超过0.5个数量级, Cr(Ⅵ)、毒死蜱的HC₅值差异超过1个数量级, 毒死蜱的HC₅₀值差异超过1个数量级.Sunderam等^[66]分别采用澳大利亚本土水生生物和非澳大利亚本土生物对硫丹的水生生物基准值进行了计算与比较, 结果发现硫丹的本土水生生物基准值和非本土基准值的差异不显著, 他们认为可以采用非澳大利亚本土生物计算基准值.也有学者比较了污染物2, 4-二氯酚的我国本土生物和非本土生物所计算的水生生物基准值^[16], 得出采用本土生物与非本土生物所推导的基准值不存在显著性差异.但是, Davies等^[22]通过对澳大利亚本土鱼类、甲壳类与北美虹鳟的毒性研究, 指出在利用非本土生物毒性数据推导的水生生物基准来保护本土物种时尚存在一定的争议, 还需对更多的污染物、更多的生物分类群进行更多毒性终点的研究与比较后, 才能较好地对采用非本土生物毒性数据的合理性进行研究.Dyer等^[67]通过研究发现, 不同分布区域(寒带、温带、热带)的鱼类物种对污染物的敏感性是存在差异的.与前人研究结果相似, 本研究的结果表明对有些污染物[As(Ⅲ)、Hg、Cu、Zn、Pb、对硫磷、硝基苯、三丁基锡], 中美间的物种敏感性差异较小, 推导的HC₅和HC₅₀差异不显著, 在环境污染应急管理或紧急情况时, 可以暂时借鉴美国的生物毒性数据或基准值; 然而, 有些污染物[Cr(Ⅵ)、毒死蜱]的中美间物种敏感性差异较大, 推导的HC₅和HC₅₀的差异较为显著, 在该情况下如果直接采用美国水生生物基准值来保护我国水生生物, 可能会存在“欠保护”或“过保护”的风险.

双样本K-S检验常被用于比较不同分类群生物间的敏感性分布差异^{[6, 15, 16, 25, 68]}, 本研究通过K-S检验(表 3), 得出中美物种对As(Ⅲ)、Hg、Cr(Ⅵ)、Zn、Pb、对硫磷、硝基苯的敏感性分布不存在显著性差异(P＞0.05), 中美物种对Cu、毒死蜱、三丁基锡的敏感性分布存在显著性差异(P＜0.05).有学者采用双样本K-S检验比较了1种污染物2, 4-二氯酚的我国本土生物和非本土生物的敏感性分布差异^[16], 得出本土生物与非本土生物对2, 4-二氯酚的敏感性分布不存在显著性差异(P＞0.05).Maltby等^[25]采用双样本K-S检验比较了3种污染物毒死蜱、二嗪磷、杀螟硫磷的欧洲节肢动物和北美洲节肢动物的敏感性分布差异, 得出欧洲节肢动物和北美洲节肢动物对这3种污染物的敏感性分布差异不显著(P＞0.05), 但是他们发现欧洲节肢动物对这3种污染物的敏感性普遍比北美洲节肢动物高.由于他们的研究采用的污染物较少, 因此, 还需对更多的污染物、更多的生物分类群进行更多毒性终点的研究与比较后, 才能较好地对中美或者不同分布区域之间的物种敏感性分布差异进行研究.因此, 本研究通过双样本K-S检验结果也得出直接采用美国的生物毒性数据或基准值来保护我国的水生生物, 可能会存在“欠保护”或“过保护”的风险.

在毒性值的比较方面, 表 1中对毒死蜱最敏感的水生生物为浮游甲壳动物, 其中美国最敏感的是甲壳纲的钩虾科(毒性值为0.11~0.32μg·L^-1), 敏感性高于我国甲壳纲的对虾科(0.89μg·L^-1), 其次是昆虫纲的摇蚊科(1.08μg·L^-1), 美国也是昆虫类生物(0.38~1.38μg·L^-1), 我国甲壳纲十足目的青虾和中华绒螯蟹的敏感性(11.60μg·L^-1、22.90μg·L^-1)低于美国的Orconectes immunis(6.00μg·L^-1).有研究表明, 我国鱼类以鲤科鱼为主^[24], 而美国以鲑科鱼为主^[20], 表 1中鲑科鱼对毒死蜱的敏感性(8.49、18.00、98.00μg·L^-1)高于我国鲤科鱼(26.23、50.00、149.20、172.00、557.67μg·L^-1).因此, 中美毒死蜱的SSD分布和HC₅、HC₅₀的差异是由两国主要水生生物物种和其对毒死蜱敏感性的差异造成的, 因此, 在该条件下, 直接采用美国基准值来保护我国水生生物可能存在较大的不确定性.表 2中, 我国对三丁基锡最敏感的水生生物类别为软体动物、浮游甲壳类和鲤科鱼类(1.17~3.15μg·L^-1), 美国为水螅类、鲤科鱼类和浮游甲壳类(1.14~3.70μg·L^-1), 并且两国前几类生物对三丁基锡的敏感性相近, 然而, 我国昆虫类、环节类(如摇蚊、苏氏尾鳃蚓)对三丁基锡的敏感性低于美国同类生物(Culex sp.、Lumbriculus variegatus), 这也是中美SSD曲线在HC₅₀区域差异较大的主要原因.

因此, 考虑到不同生物分布区域物种间潜在的敏感性差异和物种差异, 美国、澳大利亚等国家^{[20, 21]}提出在推导本国水生生物基准时应使用本土生物的毒性数据.

(1) 以US EPA推荐的58种污染物水生生物基准为基础, 对我国本土生物毒性数据进行搜集与筛选, 筛选出中美两国共有的且生物毒性数据满足“3门8科”的10种污染物, 分别为As(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)、Hg、Cu、Pb、Zn、硝基苯、对硫磷、毒死蜱、三丁基锡.

(2) 通过双样本K-S检验得出中美物种对Cu、毒死蜱、三丁基锡的敏感性分布存在显著性差异(P＜0.05);同时, 通过对重要点位HC₅、HC₅₀值进行差异比较得出中美两国Cr(Ⅵ)和毒死蜱的HC₅值差异超过一个数量级, 毒死蜱的HC₅₀值差异超过一个数量级.结果表明有些污染物[如:Cr(Ⅵ)、毒死蜱等]的中美间物种敏感性差异较大, 在这种情况下直接采用美国的生物毒性数据或基准值来保护我国的水生生物, 可能会存在“欠保护”或“过保护”的风险.