中國長江三角洲流域百菌清水生生物基準研究

周軍英，王香蘭，梁霞，孫紅英，葛峰

1. 環境保護部南京環境科學研究所，南京 210042 2. 淮安市公安局淮陰分局DNA檢測中心，淮安 223300 3. 南京師范大學生命科學學院，南京 210023

中國長江三角洲流域百菌清水生生物基準研究

周軍英1,*，王香蘭2，梁霞1，孫紅英3，葛峰1

1. 環境保護部南京環境科學研究所，南京 210042 2. 淮安市公安局淮陰分局DNA檢測中心，淮安 223300 3. 南京師范大學生命科學學院，南京 210023

通過生態毒理試驗，獲得百菌清對長江三角洲流域14種代表性水生生物的毒性數據。分別采用評價因子法、物種敏感度分布法和毒性百分數排序法，推導長江三角洲流域百菌清水生生物基準值。評價因子法、物種敏感度分布法和毒性百分數排序法得出的急性基準值分別是0.066 μg·L-1、3.00 μg·L-1和0.51 μg·L-1，慢性基準值分別是0.0089 μg·L-1、0.40 μg·L-1和0.136 μg·L-1。比較了3種方法得出的基準值之間的差異并分析了原因，在此基礎上，提出了我國長江三角洲流域百菌清水生生物基準推薦值，并與國外基準值進行了比較。研究結果可為中國農藥水質標準制修訂及水生生物風險評估提供科學依據。

百菌清；水生生物；基準；長江三角洲流域

Received 15 July 2015 accepted 12 October 2015

水生生物基準是指水環境中的污染物對水生生物及其用途不產生短期和長期有害效應的最大允許濃度[1]。水生生物基準是制訂水質標準的基礎和科學依據[2]。而水質標準是實施水環境管理的依據[3]，我國是農藥生產大國，農藥生產過程中的點源排放和農藥使用過程中的面源排放都會對水環境及水生生物產生不利影響。因此，必須加強對水體農藥污染的控制。但我國針對農藥的水質標準非常缺乏，我國現行《地表水環境質量標準》(GB3838—2002)(以下簡稱“現行《標準》”)包含的農藥品種較少，只有14種農藥的標準限值[4]。而且該標準的頒布距今已有十多年，在此期間我國農藥的生產使用情況發生了很大的變化，其中所列農藥品種中有些已被禁用多年，而目前在我國使用量大且對水生生態風險大的農藥品種卻沒有包含進去。另一方面，現行《標準》制訂時，我國農藥環境基準方面的基礎研究特別缺乏，定值主要參考國外的環境基準和標準。由于水生生物基準具有區域性，不同國家和地區代表性物種不同[5]，因而水生生物基準也會隨之不同，如果依賴國外水生生物基準值，可能會造成對我國水生生物的“過保護”或“欠保護”。總之，我國現行《標準》無論從所包含的農藥品種的數量上，還是從包含農藥品種的標準限值上都已跟不上我國農藥環境管理的需求，迫切需要加強農藥水生生物基準研究，從而為我國農藥水質標準的制修訂提供科學依據。

百菌清是一種非內吸性廣譜殺菌劑，主要作用是防止植物受到真菌的侵染，對多種作物真菌病害具有預防作用，藥效期長，在我國廣泛使用。但百菌清對水生生物毒性高[6]，在生產和使用過程中，會通過地表徑流進入地表水，對魚類等水生生物的安全造成威脅，從而破壞水生態環境。我國現行《標準》已經將百菌清列為集中式生活飲用水地表水源地特定項目，然而當時確定標準限值時，由于農藥基準研究缺乏，定值主要參考國外標準，缺少以我國水生生物為基礎的基準數據的支持。長江三角洲流域水系發達，水生生物種類繁多，并且長江三角洲流域不但是農藥生產企業集中分布的地區，也是我國農藥使用量非常大的地區。

因此，本文開展長江三角洲流域百菌清水生生物基準的制定研究，旨在為我國地表水環境質量標準的修訂及百菌清的風險評估及風險管理提供科學依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 試驗材料1.1.1 農藥品種

75%百菌清水分散粒劑，由東莞市瑞德豐生物科技有限公司提供。

1.1.2 試驗物種

(1)試驗物種篩選原則

農藥水生生物基準制定的受試物種篩選遵循五項原則，即水生生物的區域代表性、生物類群的代表性、物種的敏感性、物種的經濟和娛樂價值、作為試驗生物的適合性。

(2)不同基準推導方法對物種數量的要求

不同基準推導方法對物種數量的要求不同：評價因子法僅要求獲得最敏感物種的毒性數據即可，毒性百分數排序法對物種的要求是至少來自于3門8科的不同物種，而物種敏感度分布法一般要求至少10個物種的毒性數據。在綜合考慮基準制定受試物種的篩選原則和3種推導方法的數據要求后，篩選出了長江三角洲流域14種代表性水生生物，分屬于6門13科，包含了3個營養級別，覆蓋了我國長江三角洲流域水生生態系統的主要分類類群和功能類群。各試驗生物具體如表1。

1.2 試驗方法1.2.1 急性毒性試驗方法

(1)大型溞、長江華溪蟹和中華絨鰲蟹等9種水生生物的急性毒性試驗

大型溞、長江華溪蟹、中華絨鰲蟹、日本沼蝦、澤陸蛙、中華大蟾蜍、鯽魚、黃顙魚和蛋白核小球藻等9種水生生物急性毒性試驗，參照《化學農藥環境安全評價試驗準則》[7-11]。

預試驗：按正式試驗的條件，以較大的間距設若干濃度組和一個空白對照組，每個處理組和空白對照組放入一定數目的試驗生物，不設重復，確定正式試驗的濃度范圍。

表1 試驗物種及其特征Table 1 Test species and their characteristics

注：1，南京師范大學生命科學學院；2，環境保護部南京環境科學研究所；3，浙江省湖州市；4，江蘇省海洋水產研究所；5，南京市水產科學研究所；6，南京大學模式動物研究所；7，南京市棲霞區；8，安徽省宣城市楊柳鎮。

Note: 1, College of Life Science, Nanjing Normal University; 2, Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection; 3, Huzhou of Zhejiang Province; 4, The Marine Fisheries Research Institute in Jiangsu Province; 5, Nanjing Institute of Aquatic Science; 6, Model Animals Research Center of Nanjing University; 7, Qixia District in Nanjing; 8, YangLiu Town Xuan City in Anhui Province.

正式試驗：在預試驗確定的濃度范圍內以一定比例間距設置5～7個濃度組，并設空白對照組。每個處理組和空白對照組均設置重復，每個重復放一定數目的試驗生物。試驗開始后定時觀察并記錄試驗生物中毒或受抑制情況及死亡數。用Trimmed Spearman-Karber法計算受試生物在試驗截止期的半數效應濃度(EC50)或半致死濃度(LC50)。

(2)大乳頭水螅、中華圓田螺和狹蘿卜螺的急性毒性試驗

大乳頭水螅、中華圓田螺和狹蘿卜螺急性毒性試驗方法，參照文獻《微囊藻毒素-LR對大乳頭水螅的急性毒性研究》[12]和《阿維菌素對幾種淡水生物毒性及在銀鯽體內藥物代謝動力學》[13]。

預試驗：按正式試驗的條件，以較大的間距設若干濃度組和一個空白對照組，每個處理組放入5只試驗生物，不設重復，確定正式試驗的濃度范圍。

正式試驗：在預試驗確定的濃度范圍內以一定比例間距設置5～7個濃度組，并設空白對照組。每個處理組和空白對照組均設置重復，每個重復放5只試驗生物，試驗開始后，于24 h、48 h、72 h和96 h定時觀察和記錄試驗生物中毒情況和死亡數，死亡個體及時移出。大乳頭水螅對刺激無反應或已消亡被定為死亡，中華圓田螺和狹蘿卜螺用解剖針刺激2秒內無反應被定為死亡。用Trimmed Spearman-Karber法計算試驗生物96 h的LC50值。

(3)浮萍和紫萍的急性毒性試驗

浮萍和紫萍急性毒性試驗方法，參照《化學品測試方法221-浮萍生長抑制試驗》[14]。

預試驗：按正式試驗的條件，以較大的間距設若干濃度組和一個空白對照組，每個處理組放入5株試驗生物，每個處理組設置3個重復，確定正式試驗的濃度范圍。

正式試驗：在預試驗確定的濃度范圍內以一定比例間距設置5～7個濃度組，并設空白對照組。每個處理組和空白對照組均設置重復，每個重復放5株浮萍或紫萍，每株浮萍或紫萍需要2～4片葉片，置于光照培養箱內培養，于0 d、3 d、5 d和7 d定時觀察和記錄葉片的數目和死亡情況。用Trimmed Spearman-Karber法計算浮萍7 d的EC50值。

1.2.2 慢性毒性試驗方法

(1)大型溞的慢性毒性試驗

大型溞慢性毒性試驗方法，參照《化學品測試方法211-大型溞繁殖試驗》[14]。

預試驗：按正式試驗的條件，以較大的間距設若干濃度組和一個空白對照組，每個處理組放入1只幼溞，設10個重復，確定正式試驗的濃度范圍。

正式試驗：應預先知道受試物的毒性，以便選擇適當的試驗濃度，正式試驗一般包括5個濃度，按幾何級數排列，濃度的間隔系數不大于3.2，并設空白對照，每個試驗濃度和空白對照均設10個重復，每個重復放1只幼溞。試驗持續21 d，每天喂食并觀察母溞的生長情況及所產的幼溞數，及時移出幼溞。用SPSS19.0軟件進行加權方差分析(ANOVA)，確定大型溞21 d無可觀察效應濃度(NOEC)。

(2)黃顙魚和斑馬魚的慢性毒性試驗

黃顙魚和斑馬魚慢性毒性試驗方法，參照《化學品測試方法215-魚類幼體生長試驗》[14]。

預試驗：按正式試驗的條件，以較大的間距設若干濃度組和一個空白對照組，每個處理組放入10魚，不設重復，確定正式試驗的濃度范圍。正式試驗：應先設計預實驗從而知道受試物的毒性，以便選擇適當的試驗濃度，正式試驗一般包括5個濃度，按幾何級數排列，濃度的間隔系數不大于3.2，并設空白對照，每個試驗濃度和空白對照均設10個重復，每個重復放一定數目的幼魚。試驗持續28 d，每天喂食并觀察幼魚的生長情況。用SPSS19.0軟件進行加權方差分析(ANOVA)，確定黃顙魚和斑馬魚28 d無可觀察效應濃度(LOEC)。

1.2.3 基準推導方法

采用以下3種方法推導水生生物基準值。

(1)評價因子法

評價因子法是用敏感生物的毒性數據除以相應的評價因子來獲得水質基準值，公式如下：

水生生物急性基準值=LC50(EC50)/AF

水生生物慢性基準值=LOEC/AF

或者，水生生物慢性基準值=LC50(EC50)/(AF ×ACR )

其中，LC50(EC50)和LOEC 分別為最低急性毒性效應數據和最低慢性毒性效應數據；AF 為評價因子，對于非持久性物質，AF 取值為20；對于持久性物質，AF 取值為100；ACR 為急慢性比(acute-to-chronic ratio)[15]。

(2)物種敏感度分布法

利用物種敏感度分布法推導水質基準的步驟如下：

①毒理數據獲取：SSD的構建可以使用LC50(或EC50)或NOEC 值等急性或慢性數據。

②SSD曲線擬合：將各物種的毒性數據值由小到大依次排列，然后取其對數值及其對應的累計概率；以濃度的對數值為橫坐標、累計概率為縱坐標利用軟件作圖；選擇不同模型擬合SSD曲線。

③HC5值的計算：應用分布模型對應的擬合公式計算出SSD擬合曲線上與5%累積概率相對應的濃度對數，進而計算出對5%的水生生物產生危害的濃度，即為HC5值。

④確定水生生物基準值：急性基準值等于采用水生生物急性毒性數據擬合公式計算出的短期危害濃度(STHC5)除以一個評價因子，評價因子可取值為1～5，本文采用2；慢性基準值等于急性基準值除以最終急慢性比。最終急慢性比(final acute-to-chronic ratio)通過計算各物種的急性慢性比，然后再取幾何平均值所得[16]。

(3)毒性百分數排序法

①基準最大濃度(急性基準值)的推導

首先，計算屬內平均急性值，屬內平均急性值取種內平均急性值的幾何平均值；然后，將屬內平均急性值從高到低排序，并且給其分配序號R ，最小值的序號為1，最大值的序號是N ，計算累積概率P 公式為P =R /(N +1)；最后，選擇4個累積概率最接近0.05的屬內平均急性值，根據公式(1)～公式(4)，計算最終急性值[17-18]。

(1)

L=(∑lnGMAV-S∑P)/4

(2)

(3)

FAV =eA

(4)

式中，s 、L 、A 為計算過程中采用的符號，沒有特殊含義；GMAV (genus mean acute value)為屬內平均急性值；FAV (final acute value)為最終急性值。

將得到的最終急性值除以2，即得到基準最大濃度(急性基準值)，公式如下：

基準最大濃度(急性基準值)=最終急性值/2

②基準連續濃度(慢性基準值)的推導

最終慢性值、最終植物值和最終殘留值取最小值即為基準連續濃度。最終慢性值(FCV )：采用基準最大濃度除以最終急慢性比的方法獲取基準連續濃度。最終植物值(FPV )：以試驗中水生植物毒性試驗結果中的最小值作為最終植物值。最終殘留值(FRV )：該值的具體計算過程為(1)確定此污染物的最大允許組織濃度(它是有關部門對魚油、魚類、貝類的可食用部分的管理水平)；(2)確定此污染物的生物富集系數(通常采用符合要求的數據中的最大值)；(3)按照公式計算此污染物的最終殘留值：

FRV =MPTC /BCF

式中，FRV 為最終殘留值(mg·L-1)；MTPC 為最大允許組織濃度(mg·kg-1)；BCF 為生物富集系數(L·kg-1)。

2 結果(Results)

2.1 水生生物的毒性試驗結果

根據水生生物的毒性試驗方法進行毒性試驗，得到長江三角洲流域14種代表性水生生物的急性毒性終點值和慢性毒性終點值，結果見表2和表3。

由表2可見，不同水生生物急性毒性終點值差別較大。百菌清對有些生物毒性非常高，大乳頭水螅96 h-LC50值為0.00132 mg·L-1，對有些生物毒性較低，長江華溪蟹48 h-LC50為366.0 mg·L-1。

表2 百菌清對長江三角洲流域水生生物的急性毒性試驗結果Table 2 The acute toxicity data of chlorothalonil to aquatic life in the Yangtze River Delta Region

表3 百菌清對長江三角洲流域水生生物的慢性毒性試驗結果Table 3 The chronic toxicity data of chlorothalonil to aquatic life in the Yangtze River Delta Region

2.2 不同方法推導的水生生物基準值2.2.1 評價因子法

急性基準值推導：由表2可以看出，在所有受試生物中，大乳頭水螅對百菌清最敏感，其96 h-LC50為0.00132 mg·L-1，百菌清屬于非持久性污染物，因此，選擇20作為評價因子，百菌清水生生物急性基準值為0.066 μ g·L-1。

慢性基準值推導：采用水生生物急性基準值除以最終急性慢性比推導百菌清水生生物慢性基準值。最終急慢性比的計算選擇大型溞、黃顙魚和斑馬魚的急性毒性終點EC50或LC50除以慢性毒性終點NOEC，得到各物種的急慢性比，然后取三者的幾何平均值。百菌清最終急慢性比計算結果見表4。計算得出的百菌清水生生物慢性基準值為0.0089 μg·L-1。

2.2.2 物種敏感度分布法

急性基準值推導：首先，計算各物種的毒性數據的對數值和對應的累積概率，見表5。

表4 百菌清最終急慢性比Table 4 The final acute-to-chronic toxicity ratio of chlorothalonil

表5 百菌清的種內平均急性值及其對應的累積概率Table 5 The species mean acute values and cumulative probability of chlorothalonil to aquatic life

圖1 不同模型擬合的水生生物對百菌清的敏感度分布曲線

然后對物種毒性數據的對數值和對應的累積概率進行對數正態分布檢驗(Shapiro-Wilk檢驗)，所得的顯著性水平P =0.308，在0.05和0.95之間，顯示數據符合對數正態分布，選擇合適的模型進行擬合，擬合結果見圖1。

圖1顯示的是采用sigmoid 3參數、sigmoid 4參數、Gompertz、Gaussian模型擬合的物種敏感度分布曲線，由相關系數R 可以看出，Gompertz模型的擬合度最高，其相關系數R 為0.9912。因此，采用Gompertz模型得出的5.9947 μg·L-1作為百菌清的5%短期危害濃度(STHC5)，因為急性基準值等于STHC5除以2。所以，百菌清水生生物急性基準值為3.00 μg·L-1。

慢性基準值推導：采用水生生物急性基準值除以最終急性慢性比的方法獲取慢性基準值。由表4可知，最終急慢性比為7.42，因此計算得出的百菌清水生生物慢性基準值為0.40 μg·L-1。

2.2.3 毒性百分數排序法

基準最大濃度(急性基準值)推導：根據百菌清對長江三角洲流域水生生物的急性毒性數據，計算各物種的屬內平均急性值及其對應的累積概率，然后選擇4個累積概率最接近0.05的屬內平均急性值(表6)，計算最終急性值。

將所需數據代入公式(1)～(4)，計算出最終急性值為1.01 μg·L-1，將得到的最終急性值除以2，得到百菌清基準最大濃度(急性基準值)為0.51 μ g·L-1。

基準連續濃度(慢性基準值)推導：根據毒性百分數排序法，最終慢性值、最終植物值和最終殘留值三者中的最小值即為基準連續濃度。采用基準最大濃度除以最終急慢性比的方法獲取最終慢性值。最終急慢性比為7.42，最終慢性值為0.136 μg·L-1。由百菌清對蛋白核小球藻、紫萍和浮萍的毒性試驗結果(表2)可見，蛋白核小球藻對百菌清最敏感，72 h-EC50為0.24 mg·L-1，因此百菌清最終植物值為0.24mg·L-1。因為百菌清生物蓄積性較低，所以可不考慮其殘留值。因此，百菌清基準連續濃度取最終慢性值和最終植物值中的最小者，百菌清基準連續濃度為0.136 μg·L-1。

表6 累積概率最接近0.05的4個屬的基本信息Table 6 The basic information of four genus of the cumulative probability closest to 0.05

3 討論(Discussion)

本研究在開展百菌清對長江三角洲流域14種代表性水生生物急性毒性和3種水生生物慢性毒性的基礎上，分別采用評價因子法、物種敏感度分布法和毒性百分數排序法推導了百菌清的水生生物急性和慢性基準值，結果見表7。

表7 不同推導方法得到的百菌清水生生物基準值Table 7 The derived aquatic life criteria for chlorothalonil by different derivation methods

由表7可以看出，評價因子法得到的基準值顯著低于另外2種方法得到的基準值。這是由于評價因子法是基于最敏感物種的毒性數據來推導的基準值，從生態系統整體來看，該方法獲得的基準值可能會造成“過保護”或“欠保護”。但該方法簡單易行，在毒性數據較少的情況下，仍然需要通過該方法推導水生生物基準值[19-20]。

采用物種敏感度分布法與毒性百分數排序法推導的基準值比較接近，但毒性百分數排序法推導的基準值略低，這是由于毒性百分數排序法在推導水生生物基準時，最終只采用最敏感的4個屬(鯽屬、陸蛙屬、蟾蜍屬、水螅屬)的急性毒性數據，這可能是造成毒性百分數排序法推導的基準略低于物種敏感度分布法推導的基準值的重要原因。另外，毒性百分數排序法將物種按照生物學進行分類，更符合自然界物種的實際分布，同時也考慮了生物富集作用，并且有較嚴格的公式推導水生生物基準值，顯示出毒性百分數排序法的優點。物種敏感度分布法具有一定的數理統計支持，對毒性數據進行了統計檢驗，滿足一個概率分布的有限物種的評估可以代表整個生態系統，說明此方法推導出的基準值也較有說服力。為了充分地保護長江三角洲流域水生生態系統，選取2種推導方法得到的較低值作為百菌清的推薦基準值。因此，將選取采用毒性百分數排序法得出的基準值作為我國百菌清的推薦基準值，即百菌清對水生生物的急性基準值為0.51 μ g·L-1，慢性基準值為0.136 μg·L-1。

對于百菌清國外基準值的調研顯示，只有加拿大制定了百菌清的基準值，其采用物種敏感度分布法獲得的慢性基準值為0.18 μg·L-1，本研究采用物種敏感度分布法獲得的慢性基準值為0.40 μg·L-1，采用毒性百分數排序法獲得的慢性基準值為0.136 μg·L-1。可以看出，3個數值略有不同。數值差異可能是由于我國與加拿大的水生生態系統和生物區系特征不同。因為水生態系統和生物的區系特征直接影響水生生物基準。但3個基準值非常接近，也反映出本研究結果與國外研究結果的一致性。

此外，我國現行《地表水環境質量標準》(GB3838—2002)在“集中式生活飲用水地表水源地特定項目標準限值”中規定百菌清的標準限值為0.01 mg·L-1，遠高于本研究推導出的百菌清水生生物基準值，此標準值已不足以保護我國水生生物及水生生態系統，需要對標準值加以修訂。希望本研究結果可為今后我國地表水環境質量標準的制修訂提供科學依據。

[1] Stephen C E, Mount D I, Hansen D J, et al. Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses [R]. Washington DC: Office of Research and Development Environment, US EPA, 1985

[2] 吳豐昌, 孟偉, 宋永會, 等. 中國湖泊水環境基準的研究進展[J]. 環境科學學報, 2008, 28(12): 2385-2393

Wu F C, Meng W, Song Y H, et al. Research progress in Lake Water Quality Criteria in China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(12): 2385-2393 (in Chinese)

[3] 金小偉, 雷炳莉, 許宜平, 等. 水生態基準方法學概述及建立我國水生態基準的探討[J]. 生態毒理學報, 2009, 4(5): 609-616

Jin X W, Lei B L, Xu Y P, et al. Methodologies for deriving Water Quality Criteria to protect aquatic life (ALC) and proposal for development of ALC in China: A review [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2009, 4(5): 609-616 (in Chinese)

[4] 國家環境保護總局. GB3838—2002 地表水環境質量標準[S]. 北京: 中國標準出版社, 2002

[5] 王香蘭, 周軍英, 單正軍, 等. 國內外農藥水生生物基準研究概況[J]. 農藥, 2012, 51(11): 785-788

Wang X L, Zhou J Y, Shan Z Y, et al. The profile of Pesticide Aquatic Organism Criteria at home & abroad [J]. Agrochemicals, 2012, 51(11): 785-788 (in Chinese)

[6] 農業部農藥檢定所. 新編農藥手冊[M]. 北京: 中國農業出版社, 1998: 317

[7] 國家質量監督及檢驗檢疫總局. GB/T 31270.12—2014 化學農藥環境安全評價試驗準則 第12部分: 魚類急性毒性試驗[S]. 北京: 國家質量監督及檢驗檢疫總局, 2014

[8] 國家質量監督及檢驗檢疫總局. GB/T 31270.13—2014 化學農藥環境安全評價試驗準則 第13部分: 溞類急性活動抑制試驗[S]. 北京: 國家質量監督及檢驗檢疫總局, 2014

[9] 國家質量監督及檢驗檢疫總局. GB/T 31270.14—2014 化學農藥環境安全評價試驗準則 第14部分: 藻類生長抑制試驗[S]. 北京: 國家質量監督及檢驗檢疫總局, 2014

[10] 國家質量監督及檢驗檢疫總局. GB/T 31270.18—2014 化學農藥環境安全評價試驗準則 第18部分: 天敵兩棲類急性毒性試驗[S]. 北京: 國家質量監督及檢驗檢疫總局, 2014

[11] 國家質量監督及檢驗檢疫總局. GB/T 31270.21—2014 化學農藥環境安全評價試驗準則 第21部分: 大型甲殼類生物毒性試驗[S]. 北京: 國家質量監督及檢驗檢疫總局, 2014

[12] 胡正宏, 李玉成, 郝家勝. 微囊藻毒素-LR對大乳頭水螅的急性毒性研究[J]. 安徽農業科學, 2011, 39(29): 17937-17938, 17941

Hu Z H, Li Y C, Hao J S. Study on the acute toxicity of microsystin-LR on Hydra magnipapillata [J]. Journal of Anhui Agricultural Science, 2011, 39(29): 17937-17938, 17941 (in Chinese)

[13] 王錫珍. 阿維菌素對幾種淡水生物毒性及在異育銀鯽體內藥物代謝動力學[D]. 上海: 上海海洋大學, 2009: 34-35

Wang X Z. Toxicity of Abamectin on several fresh water organisms and pharmacokinetics in allogynogenetic crucian carp (Carassius auratus gibelio ) [D]. Shanghai Ocean University, 2009: 34-35 (in Chinese)

[14] 環境保護部化學品登記中心. 化學品測試方法 生物系統效應卷[M]. 北京: 中國環境出版社, 2013: 206-217, 94-112, 135-144

[15] Canadian Council of Ministers of the Environment. Protocol for the derivation of Water Quality Guidelines for the protection of aquatic life [R]. Winnipeg, Manitoba: Canadian Council of Ministers of the Environment, 1999: 1-10

[16] Leo P, Glen W S Ⅱ, Theo P T. Species Sensitivity Distributions in Ecotoxicology [M]. USA: Lexis Publisher SM, 2002: 50-97

[17] US EPA. Quality Criteria for Water [R]. Washington DC: Office of Water Regulation and Standards, US EPA, 1986

[18] 孟偉, 吳豐昌. 水質基準的理論與方法學導論[M]. 北京: 科學出版社, 2010: 34-36

[19] 王香蘭, 周軍英, 王蕾, 等. 氟樂靈對淡水生物的毒性特征及水生生物基準研究[J]. 農業環境科學學報, 2013, 32(7): 1315-1320

Wang X L, Zhou J Y, Wang L, et al. Toxicity characteristic of trifluralin to freshwater biota and its Aquatic Organism Criteria [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(7): 1315-1320 (in Chinese)

[20] 王香蘭, 周軍英, 王蕾, 等. 長三角地區毒死蜱水生生物基準研究[J]. 農藥, 2013, 52(3): 181-184

Wang X L, Zhou J Y, Wang L, et al.The Aquatic Organism Criteria for chlorpyrifos in Yangtze River Delta Region [J]. Agrochemicals, 2013, 52(3): 181-184 (in Chinese)

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Aquatic Life Criteria for Chlorothalonil in the Yangtze River Delta Region of China

Zhou Junying1,*, Wang Xianglan2, Liang Xia1, Sun Hongying3, Ge Feng1

1. Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China 2. DNA Detection Center of Huaiyin Branch of Huaian Municipal Public Security Bureau, Huaian 223300, China 3. College of Life Science, Nanjing Normal University, Nanjing 210023, China

The toxicity data of 14 representative aquatic life was obtained through the ecological toxicity tests. The aquatic life criteria for chlorothalonil in the Yangtze River Delta Region were derived by Assessment Factor, Species Sensitivity Distributions and Toxicity Percentile Rank respectively. The acute aquatic life criteria of chlorothalonil derived by Assessment Factor, Species Sensitivity Distributions and Toxicity Percentile Rank were 0.066 μg·L-1, 3.00 μg·L-1and 0.51 μg·L-1; the chronic aquatic life criteria were 0.0089 μg·L-1, 0.40 μg·L-1and 0.136 μg·L-1, respectively. The differences of the criteria which were derived from three methods were compared and the reasons were analyzed. Then, the recommended aquatic life criteria for chlorothalonil in the Yangtze River Delta Region were proposed, and the recommended criteria were compared with criteria of other countries. The results could provide scientific basis for development and revision of the water quality standards and the aquatic risk assessment in China.

chlorothalonil; aquatic life; criteria; the Yangtze River Delta Region

環保公益項目“地表水環境質量農藥生態基準預研究”(201009033)；國家環境保護標準項目“農藥生態風險評價程序與方法”(2014-72)

周軍英(1966-)，女，研究員，研究方向為生態毒理學、環境基準標準及風險評估，E-mail: zjy@nies.org；

10.7524/AJE.1673-5897.20150715003

2015-07-15錄用日期：2015-10-12

1673-5897(2015)5-141-9

X171.5

A

周軍英，王香蘭，梁霞, 等. 中國長江三角洲流域百菌清水生生物基準研究[J]. 生態毒理學報，2015, 10(5): 141-149

Zhou J Y, Wang X L, Liang X, et al. Aquatic life criteria for chlorothalonil in the Yangtze River Delta Region of China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(5): 141-149 (in Chinese)