楊虎成,莫春雷,李亞云,周艷松,王藝霖,郭 靜**

(1:資源與生態(tài)環(huán)境地質(zhì)湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(湖北省地質(zhì)局),武漢 430034) (2:湖北省地質(zhì)環(huán)境總站,武漢 430034)

新煙堿類殺蟲(chóng)劑是世界上大多數(shù)國(guó)家使用最廣泛的殺蟲(chóng)劑。其中,吡蟲(chóng)啉(Imidacloprid, IMI)作為第一個(gè)上市的新煙堿類殺蟲(chóng)劑,其相關(guān)產(chǎn)品一直主導(dǎo)著全球殺蟲(chóng)劑市場(chǎng),IMI也是第一代新煙堿類殺蟲(chóng)劑的典型代表[1]。目前,IMI被廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)中,由于其高水溶性以及在水和土壤中的高持久性和難揮發(fā)性,導(dǎo)致IMI在全球地表水系統(tǒng)中常被檢測(cè)到,例如,IMI是珠江三角洲表層水中最常檢測(cè)到的新煙堿類化合物,鄱陽(yáng)湖流域水體中IMI的檢出率為100%,且檢出濃度最高[2-3]。地表水中IMI的存在會(huì)不斷危害水生態(tài)系統(tǒng),從而影響水生生物的生理代謝活動(dòng),甚至?xí)?dǎo)致水生生物死亡。IMI對(duì)藻類、溞類、蛙類和幾種魚(yú)類等本土水生生物產(chǎn)生活動(dòng)抑制、生長(zhǎng)、DNA損傷和致死影響[4-7]。在較高IMI濃度時(shí),鯉科魚(yú)類(CyprinusCarpio、Carassiusauratus、Ctenopharyngodonidella)會(huì)出現(xiàn)多種生理影響,包括虛弱、螺旋游泳、呼吸困難、痙攣和死亡等[7]。當(dāng)蚤狀溞(Daphniapulex)接觸到IMI時(shí),24和48 h的LC50分別為1.5和1.09 mg/L,隨著殺蟲(chóng)劑濃度的增加,D.pulex的死亡率成比例增加,在1、1.2、1.4和1.8 mg/L濃度下,D.pulex24 h后的死亡率分別為20%、30%、40%和60%[8]。此外,已有研究表明高濃度IMI對(duì)中華絨螯蟹(Eriocheirsinensis)的影響主要通過(guò)抑制酶活性和腸道菌群失調(diào)來(lái)誘導(dǎo)氧化應(yīng)激,抑制解毒系統(tǒng)[9]。鑒于IMI在水環(huán)境中的高檢出頻率及其對(duì)水生物種的毒性作用,制定IMI的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)以保護(hù)中國(guó)水生生物,并開(kāi)展生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估至關(guān)重要。

水質(zhì)基準(zhǔn)是水中污染物的閾值濃度,旨在保護(hù)生活在水中的生物免受不利影響。研究者們通常使用毒性百分?jǐn)?shù)排序法(toxicity percentage rank method, TPR)和物種敏感度分布法(species sensitivity distribution, SSD)來(lái)推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)[10]。其中,SSD是一種與生態(tài)系統(tǒng)中單個(gè)生物物種的毒性閾值相匹配的累積概率分布。在澳大利亞和新西蘭,SSD已被正式用于制定污染物的水質(zhì)基準(zhǔn)[11]。最近,我國(guó)生態(tài)環(huán)境部也推薦SSD作為制定污染物水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(water quality criteria, WQC)的標(biāo)準(zhǔn)方法(《淡水生物水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)制定技術(shù)導(dǎo)則》,第一版為HJ 831-2017,已更新為HJ 831-2022),尤其是當(dāng)不同類群的水生生物毒性數(shù)據(jù)充足時(shí),該方法更為適用[12-13]。該方法已被利用推導(dǎo)了水生系統(tǒng)中土霉素、甲基叔丁基醚等的生態(tài)安全閾值[10,14]。目前大多數(shù)關(guān)于SSD的研究忽略了毒性數(shù)據(jù)中本土和非本土物種之間的差異。然而從理論上來(lái)看,引入非本土物種并不能充分反映本土生態(tài)系統(tǒng)的敏感性。盡管一些研究表明,使用本土物種和非本土物種推導(dǎo)得到的生態(tài)閾值并沒(méi)有顯著差異,但這些研究?jī)H限于少數(shù)污染物,如2,4-二氯苯酚和五氯苯酚[15-16]。由于地理區(qū)域間生物多樣性存在差異,使用非本土物種構(gòu)建的SSD的可靠性一直備受爭(zhēng)議,且非本土物種并不能完全代表本土生物群落這一觀點(diǎn)已得到廣泛認(rèn)可[17]。因此,為了得到可靠的本地水生生物水質(zhì)基準(zhǔn),基于本土物種構(gòu)建SSD開(kāi)展研究十分重要。

目前歐盟和新西蘭依據(jù)當(dāng)?shù)卣叩贸隽薎MI的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[18-19],我國(guó)鮮有對(duì)于新煙堿類殺蟲(chóng)劑的水質(zhì)基準(zhǔn)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估領(lǐng)域的相關(guān)工作[20]。因此,本研究嘗試用SSD方法,基于本土物種推導(dǎo)IMI的水質(zhì)基準(zhǔn)。首先,本研究通過(guò)數(shù)據(jù)庫(kù)檢索和文獻(xiàn)調(diào)研方法對(duì)IMI的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行收集和篩選,構(gòu)建IMI對(duì)本土水生生物的敏感度分布曲線,計(jì)算IMI對(duì)水生生物的反映95%物種未受影響的濃度(hazardous concentration for 5% of species, HC5)值,并推導(dǎo)了IMI的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)。最終結(jié)合該水質(zhì)基準(zhǔn),采用商值法對(duì)我國(guó)主要流域地表水的IMI暴露生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)估,以期為我國(guó)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的制定提供建議,同時(shí)為水環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)管控和水生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)提供參考。

1 材料與方法

1.1 水生生物毒性數(shù)據(jù)的收集與篩選

本文關(guān)于IMI的淡水水生生物毒性數(shù)據(jù)獲取自美國(guó)環(huán)境保護(hù)局 ECOTOX 毒性數(shù)據(jù)庫(kù)(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)、中國(guó)知網(wǎng)(http://www.cnki.com/)和web of science (http://apps.webofknowledge.com/)檢索出的文獻(xiàn)。收集的毒性數(shù)據(jù)按照我國(guó)標(biāo)準(zhǔn)推導(dǎo)方法(《淡水生物水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)推導(dǎo)技術(shù)導(dǎo)則》(HJ 831-2022))中推薦的規(guī)則進(jìn)行篩選。一般來(lái)說(shuō),試驗(yàn)生物應(yīng)是淡水物種,優(yōu)先采用了中國(guó)淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)受試物種推薦名錄中的物種,其他所選中的物種依據(jù)《中國(guó)動(dòng)物志》和《中國(guó)生物物種名錄》,以篩選獲得分布于我國(guó)境內(nèi)的淡水生物[10]。毒性數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)截至?xí)r間為2022年12月。

有關(guān)暴露時(shí)間的篩選,急性毒性數(shù)據(jù)中(EC50或LC50),輪蟲(chóng)的暴露時(shí)間約為24 h,溞類和搖蚊的暴露時(shí)間約為48 h,其他動(dòng)物的暴露時(shí)間則為96 h左右,對(duì)于植物而言,適宜的暴露時(shí)間為96 h左右。慢性毒性數(shù)據(jù)方面,輪蟲(chóng)的暴露時(shí)間應(yīng)≥48 h,而其他動(dòng)物則需要暴露≥21 d或覆蓋一個(gè)敏感生命階段,植物適宜的暴露時(shí)間應(yīng)≥21 d或至少跨越一個(gè)世代。關(guān)于毒性數(shù)據(jù)篩選的優(yōu)先級(jí),急性毒性數(shù)據(jù)通常為L(zhǎng)C50或EC50,慢性毒性數(shù)據(jù)的優(yōu)先性為MATC>EC20>EC10=NOEC>LOEC>EC50>LC50。

1.2 SSD模型的擬合

本研究采用基于MATLAB的SSDToolbox軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)擬合,并通過(guò)對(duì)數(shù)正態(tài)分布(Log-normal)和對(duì)數(shù)邏輯斯諦分布(Log-logistic) 2種模型,擬合IMI對(duì)水生生物的SSD曲線,推導(dǎo)HC5值。關(guān)于最優(yōu)擬合模型的選取,則是通過(guò)最大似然估計(jì)擬合建模,采用Anderson-Darling檢驗(yàn)和赤池信息準(zhǔn)則(Akaike’s information criterion, AIC) 等方法評(píng)估擬合優(yōu)度,從而選取最優(yōu)擬合模型。AIC值的數(shù)值越小,表明其擬合程度越好。最佳模型確定了5%物種的危險(xiǎn)濃度(HC5),即應(yīng)該保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)中95%的物種的濃度。本研究基于水生生物的急性毒性值,推導(dǎo)IMI的短期水質(zhì)基準(zhǔn)(short-term water quality criterion, SWQC);基于水生生物的慢性毒性值,推導(dǎo)IMI的長(zhǎng)期水質(zhì)基準(zhǔn)(long-term water quality criterion, LWQC)。隨后可依據(jù)擬合結(jié)果得到的HC5值進(jìn)行水質(zhì)基準(zhǔn)計(jì)算,具體計(jì)算公式為:

SWQC=HC5急性/AF

(1)

LWQC=HC5慢性/AF

(2)

式中,AF為評(píng)價(jià)因子,當(dāng)所收集的有效毒性數(shù)據(jù)量>15時(shí),AF取2;有效毒性數(shù)據(jù)量≤15時(shí),AF一般取值為3[13]。

1.3 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

本研究運(yùn)用風(fēng)險(xiǎn)商值法(risk quotients, RQ)計(jì)算出的風(fēng)險(xiǎn)商對(duì)我國(guó)部分水體報(bào)道的含IMI淡水水域進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)初步評(píng)價(jià),其中,風(fēng)險(xiǎn)商值等于地表水實(shí)測(cè)的IMI濃度與推導(dǎo)的長(zhǎng)期水質(zhì)基準(zhǔn)閾值的比值[10]。其計(jì)算公式為:

RQ=MEC/LWQC

(3)

式中,RQ為風(fēng)險(xiǎn)商值;MEC為測(cè)定的IMI濃度;LWQC為IMI的長(zhǎng)期水質(zhì)基準(zhǔn)。

當(dāng)RQ值<0.01時(shí),說(shuō)明該水域IMI暴露濃度很低,水環(huán)境無(wú)風(fēng)險(xiǎn);當(dāng)0.01≤RQ值<0.1時(shí),說(shuō)明該水域IMI暴露濃度較低,水環(huán)境相對(duì)安全,為低風(fēng)險(xiǎn);當(dāng)0.1≤RQ值<1時(shí),說(shuō)明該水域IMI暴露濃度一般,水環(huán)境安全受到一定威脅,為中風(fēng)險(xiǎn);當(dāng)RQ值≥1時(shí),說(shuō)明該水域IMI暴露濃度較高,存在顯著的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),為高風(fēng)險(xiǎn);其風(fēng)險(xiǎn)程度與風(fēng)險(xiǎn)商值呈正比[21]。

2 結(jié)果與討論

2.1 IMI的毒性數(shù)據(jù)

按照上述標(biāo)準(zhǔn)對(duì)毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行篩選,本研究共收集了來(lái)自21個(gè)物種的平均急性毒性值,涵蓋5門(mén)14科,各物種詳細(xì)數(shù)據(jù)如表1所示。本研究共收集了15個(gè)物種的平均慢性毒性值,涵蓋5門(mén)11科,各物種詳細(xì)數(shù)據(jù)如表2 所示。急、慢性毒性數(shù)據(jù)都至少包括10個(gè)物種,涵蓋了生產(chǎn)者(藻類)、初級(jí)消費(fèi)者和次級(jí)消費(fèi)者3個(gè)營(yíng)養(yǎng)級(jí),滿足《淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)技術(shù)指南》(HJ 831-2022)的最少毒性數(shù)據(jù)需求。

表1 吡蟲(chóng)啉的水生生物急性毒性數(shù)據(jù)Tab.1 Acute aquatic toxicity data of IMI

表2 吡蟲(chóng)啉的水生生物慢性毒性數(shù)據(jù)Tab.2 Chronic aquatic toxicity data of IMI

急性毒性數(shù)據(jù)中,對(duì)IMI暴露最敏感的物種是蜉蝣,最不敏感的是南亞野鱗,種平均急性值分別為0.00849 和550 mg/L。慢性毒性數(shù)據(jù)中,最敏感的動(dòng)物是伸展搖蚊,最不敏感的是南亞野鯪,種平均急性值分別為0.00072和120 mg/L。其中,所有魚(yú)類毒性數(shù)據(jù)的平均值大于整體毒性數(shù)據(jù)平均值,表明魚(yú)類對(duì)于IMI暴露普遍具有較高的耐受性。Qadir等[24]研究了IMI暴露對(duì)南亞野鯪體內(nèi)幾種生化指標(biāo)的影響,結(jié)果表明IMI暴露下南亞野鯪的血紅蛋白、紅細(xì)胞和血小板值顯著降低,南亞野鯪貧血嚴(yán)重。血清谷丙轉(zhuǎn)氨酶、谷草轉(zhuǎn)氨酶和乳酸脫氫酶的顯著升高表明農(nóng)藥暴露對(duì)魚(yú)肝臟生理功能的影響。在長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn)中觀察到IMI對(duì)南亞野鯪的影響不太嚴(yán)重,這表明南亞野鯪生理變化和IMI暴露時(shí)間之間呈負(fù)相關(guān)。鯉科魚(yú)類具有較高的生態(tài)可塑性和較強(qiáng)的適應(yīng)性,普遍存在于我國(guó)湖泊和池塘中[7]。已有研究發(fā)現(xiàn)IMI對(duì)鯉科魚(yú)類(Cyprinuscarpio、Carassiusauratus、Ctenopharyngodonidella)具有中度急性毒性,在較高濃度(取決于種類)時(shí)觀察到不活動(dòng)、潛水突然、虛弱、螺旋游動(dòng)、缺乏平衡、呼吸緩慢、痙攣和死亡等癥狀。

2.2 IMI的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)

本研究分別通過(guò)Log-normal和Log-logistic模型,對(duì)36個(gè)水生生物物種的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合及分析,得到基于急性毒性的物種敏感度分布曲線,如圖1所示。經(jīng)A-D檢驗(yàn),收集的21個(gè)急性毒性數(shù)據(jù)和15個(gè)慢性數(shù)據(jù)的對(duì)數(shù)值均滿足正態(tài)分布,可用于SSD的構(gòu)建和水質(zhì)基準(zhǔn)的推導(dǎo)。以毒性數(shù)據(jù)的對(duì)數(shù)值為橫坐標(biāo),累積概率值為縱坐標(biāo)繪制SSD曲線,通過(guò)SSDToolbox軟件中多種非線性函數(shù)模型對(duì)處理后的數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,得到了相應(yīng)擬合曲線,其中 Log-normal和Log-logistic兩種模型均具有較好的擬合,擬合圖形如圖1所示。結(jié)合急性毒性數(shù)據(jù)模型擬合評(píng)價(jià)參數(shù)(表3),Log-normal模型的AIC值較Log-logistic模型小,故Log-normal模型對(duì)急性毒性數(shù)據(jù)的擬合結(jié)果更好,選擇該模型數(shù)據(jù)推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)值,其中HC5值為0.0139 mg/L。HC5值也反映了淡水生物對(duì)IMI濃度的敏感性差異,HC5值越小說(shuō)明淡水生物對(duì)IMI濃度的變化越敏感,越容易受到影響。在所收集的物種中,蜉蝣(Baetisrhodani)和蚤狀溞(Daphniapulex)在HC5條件下會(huì)受到影響。IMI的HC5值無(wú)法保護(hù)目前已知的所有水生生物。依據(jù)水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)公式,AF取值2,則IMI的SWQC值為6.95 μg/L。

圖1 吡蟲(chóng)啉的急性物種敏感度分布曲線Fig.1 The acute species sensitivity distribution curves for IMI

表3 吡蟲(chóng)啉的急性和慢性SSD擬合結(jié)果*Tab.3 Summary of fitting data with acute and chronic species sensitivity distribution of IMI

利用SSDToolbox軟件中的非線性函數(shù)模型擬15個(gè)慢性毒性數(shù)據(jù),得到了相應(yīng)擬合曲線,其中Log-normal和Log-logistic兩種模型擬合較好,擬合圖形如圖2 所示。結(jié)合慢性毒性數(shù)據(jù)模型擬合評(píng)價(jià)參數(shù)(表3),Log-normal模型的AIC值較Log-logistic模型小,故該模型對(duì)慢性毒性數(shù)據(jù)的擬合結(jié)果最好,選擇該模型數(shù)據(jù)推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)值,其中HC5值為0.0014 mg/L。慢性毒性測(cè)試條件下,伸展搖蚊對(duì)IMI最敏感,在此HC5值條件下會(huì)受到影響。為了保護(hù)已知的所有水生物,依據(jù)水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)公式,AF取值3,則IMI的LWQC值為 0.47 μg/L。

圖2 吡蟲(chóng)啉的慢性物種敏感度分布曲線Fig.2 The chronic species sensitivity distribution curves for IMI

本文采用SSD法推導(dǎo)IMI的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)值,其中急性和慢性毒性數(shù)據(jù)均分別采用傳統(tǒng)的Log-normal和Log-logistic模型進(jìn)行擬合,依據(jù)AIC選取Log-normal模型作為最佳擬合模型,但不否認(rèn)存在更高擬合度的函數(shù)模型,該問(wèn)題需要國(guó)內(nèi)外學(xué)者深入研究。不同地理區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的種群結(jié)構(gòu)以及敏感物種有所差異,這會(huì)影響對(duì)水質(zhì)基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果的分析。本研究所選取的水生生物均為本土生物,這使得推導(dǎo)的水質(zhì)基準(zhǔn)能有效地對(duì)我國(guó)水生環(huán)境提供保護(hù),對(duì)本土化水質(zhì)基準(zhǔn)研究具有指導(dǎo)意義。

2.3 中國(guó)主要流域地表水中IMI的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

通過(guò)收集文獻(xiàn)數(shù)據(jù),共獲得2016-2019年的長(zhǎng)江、黃河和鴨綠江等16條河流不同季節(jié)的IMI水環(huán)境濃度數(shù)據(jù),同時(shí)獲得了太湖、洞庭湖和鄱陽(yáng)湖3大湖泊的IMI水環(huán)境濃度數(shù)據(jù)。所獲得的環(huán)境濃度數(shù)據(jù)均為測(cè)得的濃度均值。上述研究區(qū)地表水中IMI的含量變化范圍不大,介于1.06～81.1 ng/L之間。16條河流和3大湖泊中IMI的最大檢出濃度均低于短期水質(zhì)基準(zhǔn)值和長(zhǎng)期水質(zhì)基準(zhǔn)值,根據(jù) RQ 法計(jì)算各地水體的風(fēng)險(xiǎn)商,結(jié)果如表4所示,表明地表水中的IMI對(duì)淡水生物有不同程度的影響。1個(gè)流域(鴨綠江)屬于無(wú)風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài),占比5.26%;15個(gè)流域(遼河、灤河、黃河、長(zhǎng)江、錢(qián)塘江、岷江、嘉陵江、烏江、漢江、甌江、晉江、松花江、太湖、洞庭湖、鄱陽(yáng)湖)屬于低風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài),占比78.95%;另外3個(gè)流域(黃浦江、九龍江、珠江)屬于中風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài),占比15.79%。其中,中風(fēng)險(xiǎn)流域?yàn)辄S浦江、九龍江和珠江,均為我國(guó)南部沿海河流。新煙堿類農(nóng)藥高污染情況主要發(fā)生在我國(guó)南方與該區(qū)域農(nóng)業(yè)活動(dòng)頻繁和溫暖濕潤(rùn)的氣象條件有關(guān)。綜上所述,我國(guó)南部沿海流域中IMI污染程度較大,對(duì)水生生物表現(xiàn)出較高的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

表4 不同流域地表水中吡蟲(chóng)啉的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)商值Tab.4 Ecological risk quotients of IMI in different river basins

盡管本研究的毒性數(shù)據(jù)篩選、水質(zhì)基準(zhǔn)值推導(dǎo)方法和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估過(guò)程均遵循我國(guó)指南文件,并參考前人研究,但仍然存在不確定性。首先,不同的毒性數(shù)據(jù)篩選原則可能導(dǎo)致不同的結(jié)果,而同種生物在不同地域的藥物耐受性也可能存在差異,進(jìn)而會(huì)影響基準(zhǔn)值的推導(dǎo)結(jié)果。因此,后續(xù)計(jì)劃將利用不同區(qū)域的本土物種進(jìn)行實(shí)驗(yàn),以驗(yàn)證毒性數(shù)據(jù)和基準(zhǔn)推導(dǎo)的準(zhǔn)確性。其次,IMI的淡水生物毒性可能受到水體pH、溶解有機(jī)質(zhì)、溫度等水質(zhì)參數(shù)的影響,但目前的研究尚不能對(duì)這些因素的影響進(jìn)行定量校正。此外,IMI的地表水環(huán)境暴露數(shù)據(jù)時(shí)間跨度為3年,因此具有時(shí)效性。為了更準(zhǔn)確地描述IMI暴露并盡可能減少不確定性,還需要進(jìn)一步的工作來(lái)獲得更多不同時(shí)間和空間尺度上的IMI的暴露數(shù)據(jù)。特別地,為了綜合評(píng)估全國(guó)地表水的風(fēng)險(xiǎn)情況,還需進(jìn)一步搜集西北及西南地區(qū)IMI環(huán)境濃度的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)。

2.4 國(guó)內(nèi)外研究比較以及水質(zhì)基準(zhǔn)值對(duì)我國(guó)新煙堿類農(nóng)藥污染物環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的啟示

國(guó)內(nèi)外研究者對(duì)IMI的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)研究較少,僅有少量文獻(xiàn)報(bào)導(dǎo),故本文對(duì)國(guó)內(nèi)外研究方法進(jìn)行研究,并總結(jié)出精準(zhǔn)的推導(dǎo)方法,以期獲得高質(zhì)量的IMI水質(zhì)基準(zhǔn)值?！兜乇硭h(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》 (GB 3838-2002)尚未規(guī)定IMI的標(biāo)準(zhǔn)限值,因此需要將本文推導(dǎo)的基準(zhǔn)值與其他國(guó)家或地區(qū)的標(biāo)準(zhǔn)限值進(jìn)行比較。與本研究通過(guò)SSD法推導(dǎo)的IMI長(zhǎng)期水質(zhì)基準(zhǔn)值0.47 μg/L相比,歐盟、新西蘭及其他已報(bào)道文獻(xiàn)中的標(biāo)準(zhǔn)限值較低(表5)。本研究結(jié)果與其他國(guó)家或地區(qū)的標(biāo)準(zhǔn)值存在一定差異,這是由于我國(guó)與其他國(guó)家的地理環(huán)境存在差異,同時(shí)敏感物種也存在差異。SSD推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的關(guān)鍵在于利用本地或特定地點(diǎn)的數(shù)據(jù),而當(dāng)使用澳大利亞和非澳大利亞物種擬合SSD曲線時(shí),研究結(jié)果顯示存在差異。實(shí)驗(yàn)室SSD曲線與當(dāng)?shù)貒魧?shí)驗(yàn)和野外監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)的比較也證實(shí)了這一觀點(diǎn)[17]。武江越等[50]研究表明,本土和非本土物種的敏感性分布具有較低的一致性。因此,在推導(dǎo)我國(guó)本土熒蒽水生生物基準(zhǔn)時(shí),不能簡(jiǎn)單地利用國(guó)外水生生物毒性數(shù)據(jù)。此外,還有研究表明,使用美國(guó)淡水生物物種推導(dǎo)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)閾值時(shí),可能會(huì)導(dǎo)致我國(guó)淡水生物中的所有物種遭受“欠保護(hù)”的風(fēng)險(xiǎn)[51]。

表5 不同地區(qū)和國(guó)家的吡蟲(chóng)啉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)Tab.5 Water quality criteria of IMI in different countries and regions

國(guó)家間基準(zhǔn)值的差異源于其推導(dǎo)方法和數(shù)據(jù)來(lái)源的差異。歐盟根據(jù)本土水質(zhì)特點(diǎn)制定相關(guān)基準(zhǔn)指南。新西蘭的水質(zhì)基準(zhǔn)是通過(guò)SSD法推導(dǎo)得出的,該國(guó)建議采用高、中、低可靠性觸發(fā)值來(lái)全面保護(hù)生物安全。即使使用同種的推導(dǎo)方法,各國(guó)的氣候、地貌、水文等因素也會(huì)影響水生生物毒性實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)值,最終影響水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)的結(jié)果。經(jīng)分析,范丹丹等[20]在構(gòu)建SSD時(shí),由于收集了國(guó)外的物種毒性實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù),故推導(dǎo)的基準(zhǔn)值可能并不能很好地反映我國(guó)水體環(huán)境的實(shí)際情況。該研究選取了多種非本地物種作為研究對(duì)象,包括日本青鳉(Oryziaslatipes)、南美慈鯛魚(yú)(Cichlidae)、羅洛斯銹斑螯蝦(Faxoniusrusticus)和尼羅羅非魚(yú)(Oreochromisniloticus)等,這些物種對(duì)IMI敏感,日本青鳉是此研究中對(duì)IMI第三敏感的物種,尼羅羅非魚(yú)已被列入中國(guó)淡水外來(lái)入侵物種名錄,這也是導(dǎo)致其水質(zhì)基準(zhǔn)偏低的原因。

根據(jù)本研究推導(dǎo)的IMI水質(zhì)基準(zhǔn)值,可為我國(guó)制定IMI標(biāo)準(zhǔn)限值提供參考,建議該標(biāo)準(zhǔn)限值為0.47 μg/L。

3 結(jié)論

1)本研究利用本土淡水水生生物構(gòu)建SSD推導(dǎo)了IMI的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),即SWQC和LWQC值分別為6.95和0.47 μg/L。

2)隨著我國(guó)水質(zhì)基準(zhǔn)的不斷完善,有關(guān)部門(mén)應(yīng)根據(jù)我國(guó)本土物種和水環(huán)境生態(tài)系統(tǒng)特點(diǎn),構(gòu)建符合我國(guó)國(guó)情的淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)體系。由于我國(guó)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中缺乏有關(guān)IMI的標(biāo)準(zhǔn)限值,因此可以參考本研究推導(dǎo)的LWQC值0.47 μg/L,制定相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)限制值。

3)總體而言,我國(guó)地表水環(huán)境中IMI導(dǎo)致的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較低。但我國(guó)南部沿海河流受IMI影響較為嚴(yán)重,因此建議對(duì)我國(guó)南部沿海流域進(jìn)行重點(diǎn)治理,并加強(qiáng)對(duì)該區(qū)域IMI使用的管理。