水生態模擬系統及其在化學品生態風險評估中的應用

王蕾，劉建梅, 2，劉濟寧，石利利,*

1. 環境保護部南京環境科學研究所，南京 210042 2. 南京工業大學生物與制藥工程學院，南京 210009

水生態模擬系統及其在化學品生態風險評估中的應用

王蕾1，劉建梅1, 2，劉濟寧1，石利利1,*

1. 環境保護部南京環境科學研究所，南京 210042 2. 南京工業大學生物與制藥工程學院，南京 210009

水生態模擬系統是用于高層次化學品生態風險評估的測試模型，目前在國外已經廣泛用于工業化學品、農藥、獸藥、重金屬等單一化學物質和復雜混合物的生態風險評估研究，而我國的相關研究比較匱乏。隨著我國化學品風險評估體系的完善，水生態模擬系統測試必將作為作為單一生物毒性測試的有效補充。在此背景下，簡述了水生態模擬系統的分類、研究方法和結果外推方法；從單一化學物質暴露作用下的生態危害評估、多種化學物質聯合暴露作用下的生態危害評估以及目標化學物質的歸趨分析三個方面闡述了水生態模擬系統在國內外化學品風險評估科學研究中的應用，對比了水生態模擬系統和單一物種毒性測試結果和基于兩種測試數據的生態危害評估結果。與此同時，分析了水生態模擬系統在國內外化學品環境管理中的應用情況。在此基礎上，對我國發展水生態模擬系統所存在的問題及解決方案提出了建議。

化學品；水生態模擬系統；生態風險評估；生態危害評估；環境管理

化學品數量眾多、性質各異，我國現有化學物質45 000多種，每年仍有近千種新化學物質在我國登記。這些化學品對人類健康和環境安全構成了巨大的潛在威脅。我國近年陸續出臺《新化學物質環境管理辦法》(環保部7號令)、《危險化學品安全管理條例》(國務院591號令)、《重點危險化學品環境管理登記辦法》(環保部22號令)等法律法規和相關指南文件，明確以生態風險評估為工具開展化學品環境管理。

化學品生態風險評估是對特定化學物質引起單個生物、系統或(亞)種群有害效應概率的計算或估算[1]。生態危害評估、環境暴露評估和風險表征是化學品生態風險評估的一般步驟。其中，生態危害評估是定性和(或)定量評估生物體、系統或(亞)種群暴露于化學物質中的潛在危害性，是化學品生態風險評估的首要任務。傳統的生態危害評估是基于化學品對某一種或幾種敏感生物進行單一物種的毒性測試數據，如半效應/致死濃度EC50/LC50、無顯著效應濃度NOEC。經濟合作與發展組織、美國國家環保局以及我國環境保護部均已發布一系列基于單一生物的化學品急性、慢性毒性測試導則，均涉及到藻類、溞類、魚類等水生生物和蚯蚓、蜜蜂等陸生生物以及鳥類等其它生物。然而隨著生態毒理學的發展，20世紀70年代的毒理學家認識到基于單一物種毒性數據的危害評估不能較好地反映真實生態系統的種內、種間關系和反饋機制，其評估結果和實際效果可能存在較大偏差。由此生態學領域的“微宇宙”(也即“生態模擬系統”)技術被引入到生態危害評估中，即利用人工構建的生態系統開展測試進而評估化學品的環境歸趨和生物危害。由于模擬生態系統在組成、結構和功能上更接近真實環境，因此該技術在歐美等發達國家和地區已作為化學品高層次生態風險評估的重要工具，為化學品高生態危害性的確認提供數據支持。由于我國的化學品環境管理起步較晚，目前的危害評估仍限于單一物種的毒性評估，近年來雖有學者針對模擬生態系統測試技術開展了科學研究，但研究水平、數量、規模和范圍均遠不及國外相關研究。因此，深入分析國外模擬生態系統的研究方法和應用情況、對比我國現有相關研究的差距，提出我國生態模擬系統應用研究的建議，為我國發展高層次化學品生態危害評估技術、提高化學品環境管理水平具有重要意義。

1 水生態模擬系統簡介

生態模擬系統(model ecosystem)通常也被稱為微(中)宇宙(microcosm/macrocosm)，是一種人工構建的、模擬自然生態系統組成和過程的實驗模型，以水生態系統為模擬對象而構建的生態模擬系統就是水生態模擬系統。根據規模，水生態模擬系統可分為微宇宙或中宇宙，根據Crossland等[2]的分類，水體積小于15 m3或溪流長度小于15 m的水生態模擬系統稱為微宇宙，而大于此標準的稱為中宇宙。模型中的水、沉積物、生物、營養元素的組成以及環境條件均按照模擬研究對象的實際情況設置。根據研究方法不同，水生態模擬系統主要分為原位微宇宙(in situ microcosm)、室內微宇宙(indoor microcosm)和野外中宇宙(outdoor mesocosm)。原位微宇宙中的沉積物和水來自自然河(溪)流、池塘或海洋，在盡量維持柱狀沉積物和水柱原狀的情況下將系統置于自然水體中或直接在自然水體中用圍隔(enclosure)圈入一定體積的水和底泥，最大限度地維持與自然系統相同條件。室內微宇宙的沉積物和水來自自然水體或人工配制，但來自自然水體的底泥和上層水均為獨立采集，并不刻意維持其原有結構。野外中宇宙多是人工挖掘的池塘，體積較大，更加接近實際情況但也更復雜，需要更長的時間(約3～8月)才能達到穩態。野外模擬系統通常包含來自池塘本身的沉積物和水(或去氯自來水)，在預養過程中逐步加入無脊椎動物、魚類、兩棲類或其它生物指示種。

利用水生態模擬系統不僅可以研究不同營養級生物在外源化學品真實暴露情況下的響應和恢復，還可以研究化學物質在環境介質中的分配和歸趨。與單一物種的水生態毒性測試結果相比，水生態模擬測試兼顧了種群之間的相互關系以及生態系統固有的反饋調節功能，因此更接近實際環境。

2 水生態模擬系統的研究方法

2.1 水生態模擬系統的測試技術

模擬系統在水生態風險評估中的應用始于20世紀70年代，發展之初主要用在農藥的風險評價中。經過幾十年的發展，國外在利用水生態模擬系統進行風險評價方面積累了豐富的經驗，美國環境保護署預防、農藥及有毒物質辦公室(OPPTS，現已更名為“化學品安全與污染防治辦公室”(OCSPP))、美國試驗與材料協會(ASTM)、經合組織(OECD)均已出臺相關導則指導并規范水生態模擬測試(表1)。此外，荷蘭瓦格寧根大學環境風險評估研究所Sinderhoeve研究中心自20世紀80年代即開展了一系列微型和大型模擬系統的構建及農藥毒性暴露規律的研究，發展了一套較為系統的水生態模擬系統測試方法[3]，并據此建立了關于水生態模擬系統測試的GLP實驗室，在水生態模擬系統研究方面的經驗非常值得借鑒。目前的水生態模擬系統研究已經涉及農藥、抗生素、工業化學品、重金屬等多類化學物質以及混合物、實際污染源。

美國OCSPP提出的室內水生態模擬系統共包括標準化微宇宙(standardized aquatic microcosm, SAM)、混合燒瓶微宇宙(naturally-derived mixed-flask microcosm, NDMFM)、池塘微宇宙(naturally-derived pond microcosm, NDPM)和特定地點微宇宙(site-specific aquatic microcosm, SSAM)。其中標準化微宇宙和混合燒瓶微宇宙中的水和沉積物是人工配制，而池塘模擬系統和特定地點系統的水和沉積物均取自自然水體。與池塘微宇宙相比，特定地點微宇宙進一步對原位水體和沉積物柱狀樣本增加了“盡可能無擾動”的要求。而除了標準化微宇宙外，其它幾種系統均要求系統內部的生物來自自然生態系統。ASTM所提出的水生態模擬體系類似與OCSPP的標準化微宇宙基本相同，但在試驗有效性標準和結果分析方面指導更加明確。與美國OCSPP相關導則相比，OECD的指南主要針對戶外較大型的模擬系統，側重于原理講述和操作建議，沒有具體的程序規定。表1從基質、生物組成、馴化、試驗設計、毒性終點、有效性標準和結論幾個方面比較了不同室內水生態模擬系統的測試技術。

表1 不同室內水生態模擬系統的測試技術對比Table 1 Comparisons of test techniques in different kinds of indoor aquatic model ecosystems

續表1

馴化與維持AcclimationandmaintainOS.和AM:馴化7d,根據pH、藻和溞密度篩除離群組;染毒后每周補充大型生物進行物種強化ONDM:馴化6周,接種3周內每周混合雜交2次;染毒后每周補充生物ONDP:馴化4周,染毒后未補充生物OSS:馴化0天,染毒后未補充生物OM:指示種年齡和性別結構與被模擬系統一致時訓化結束,染毒后未補充生物SM:聯通馴化2個月,染毒后未補充生物OS.andAM:acclimatedfor7daysandthenreexaminedtocullanyoutliersaccordingtothecriteriaoftheparametersofpH,theabundanceofdaphnidsandalgae;reinoculatedweeklyafteradministrationofthetestsubstance(ad.,similarlyhereinafter)ONDM:acclimatedfor6weeks,cross-seededatleasttwiceperweekfor3weeksfollowinginoculation,reinoculatedweeklyafterad.ONDP:acclimatedfor4weeks,noreinoculationafterad.OSS:noacclimationandnoreinoculationafterad.OM:acclimateduntiltheageandsexstructureofindicatorspeciesareclosetothenaturalsystemtobestudied,noreinocu-lationafterad.SM:acclimatedbyinterconnectionfor2months,noreinoculationafterad.試驗設計ExperimentaldesignOS.,AM.,ONDM和ONDPM:至少4個濃度,每濃度6個平行,單次或周期性染毒OSS:至少4個濃度,每濃度5個平行,單次或周期性染毒OM:3～5個濃度,至少2個平行,單次或周期性染毒SM:3～5個濃度,周期性染毒OS.,AM.,ONDMandONDPM:atleast4testconcentrationswith6replicatesperconcentration,singleormultiplead.OSS:atleast4testconcentrationswith5replicatesperconcentration,singleormultiplead.OM:3～5testconcentrationswith2replicatesperconcentrationatleast,singleormultiplead.SM:3～5testconcentrations,multiplead.毒性終點ToxicendpointOS.和AM:生物豐度、理化參數(pH/DO/葉綠素/氮磷/濁度),受試物濃度分析ONDM:生物豐度、理化參數(pH/DO/葉綠素/氮磷/濁度),受試物濃度分析;14C葡萄糖分解率ONDP和OSS:生物豐度、理化參數(pH/DO/葉綠素/氮磷/濁度),受試物濃度分析OM和SM.:生物豐度、理化參數(pH/DO/葉綠素/氮磷/濁度),受試物濃度分析;生物分解率OS.andAM:speciesabundance,physicalandchemicalparameters(pH/DO/chlorophyll/nutrient/turbidity)(similarlyhereinafter),chemicalanalysisONDM:speciesabundance,physicalandchemicalparameters,chemicalanalysis,14CglucosedecompositionrateONDPandOSS:speciesabundance,physicalandchemicalparameters,chemicalanalysisOM和SM.:speciesabundance,physicalandchemicalparameters,chemicalanalysis,biodegradationrate有效性標準ValidityOSAM:空白對照組生物豐度AM:1)空白對照組生物豐度和健康狀況;2)組內偏差3)參比物測試ONDM、ONDPM和OSS:空白對照組生物豐度OM和SM:未明確OSAM:speciesabundanceoftheblankcontrolAM:1)speciesabundanceandphysicalconditionoftheblankcontrol;2)deviationwithingroups;3)referencesubstancetestONDM,ONDPMandOSS:speciesabundanceofblankcontrolOMandSM:notspecified結果表示ResultsOS:NOEC,EC50;試驗周期≥42dAM:定性外推可能受影響的生物類別、水質和種群結構變化;試驗周期≥63dONDM和ONDP:NOEC,EC50,BCF;試驗周期≥42dOSS:質量平衡方程;NOEC,EC50,BCF;試驗周期≥30dOM:NOEC,多樣性或相似性指數;試驗周期視情況而定SM:NOEC;試驗周期2個月～3個月OS:NOEC,EC50;testperiod≥42dAM:speciespossiblyinfluencedviaextrapolation,thechangeofwaterqualityandcommunitystructure;testperiod≥63dONDMandONDP:NOEC,EC50,BCF;testperiod≥42dOSS:massbalanceequations;NOEC,EC50,BCF;testperiod≥30dOM:NOEC,similarityindex;testperioddependsonthecircumstanceSM:NOEC;testperiodof2～3months

注：OS., ONDM., ONDP., OSS.分別代表OCSPP的SAM, NDMFM, NDPM 和SSAM測試技術；AM, OM, SM.分別代表ASTM, OECD和荷蘭Sinderhoeve研究中心的水生態模擬系統測試技術。

Note:OS., ONDM., ONDP. and OSS. stand for SAM, NDMFM, NDPM and SSAM of OCSPP respectively; AM, OM and SM. stand for aquatic model ecosystems of ASTM, OECD and Sinderhoeve research center in Netherland, respectively.

2.2 水生態模擬系統測試數據的外推方法

水生態模擬系統危害測試雖比單一物種毒性測試更符合生態系統的自然特征，但兩者均是在特定的環境條件下開展，與化學品的自然暴露過程仍存在一定差異。因此在考慮足夠評價因素的基礎上，對獲取的危害測試數據進行合理外推、得到預測無效應濃度(PNEC)是對全面、合理地開展化學品危害評估的重要步驟。目前經濟合作與發展組織(OECD)[4]、聯合國環境規劃署(UNEP)、美國[5]、日本等發達國家或地區均在其制定的化學品風險評估指南中對生態危害數據外推法進行了闡述[6]，主要包括評估因子外推法和統計外推法。然而這些外推主要涉及敏感物種毒性向多物種毒性的外推、短期毒性向長期毒性的外推、實驗室數據向野外環境的外推，對多物種水生態模擬系統的測試數據的外推法普遍未明確，或提示“根據實際情況而定”。僅ECETOC將水生態模擬系統的測試數據的評估因子明確定為“1”，即水生態模擬系統測試獲取的危害數據(如NOEC)可直接用作PNEC。盡管大多數國家或地區未明確水生態模擬系統的測試數據的外推法，但在評估因子外推法中均將其評估因子列在較低范圍(≤10)，即認定水生態模擬系統測試獲取的危害數據具有較小的不確定性、比單一物種危害數據更接近PNEC。

在科學研究中，利用水生態模擬系統進行化學品危害評估的文獻報道主要采用評估因子法和物種敏感度分布法(SSD，species sensitivity distribution)實現由水生態模擬系統測試結果LOEC(種群最低顯著效應濃度)或NOEC(種群最高無顯著效應濃度)到PNEC的外推。其中評估因子法根據不確定度大小人為設定評估因子AF，然后根據PNEC=NOEC/AF外推得到PNEC。不同研究對評估因子的選取有不同要求。Brinke等[7]認為需要采用評估因子10去除水生態模擬系統測試結果NOEC(底棲生物種群)才能得到PNEC(底棲生物)。Sijm等[8]、Solomon等[9]以及Sanderson等[10]認為評估因子須根據試驗測試結果做不同的選擇：當LOEC濃度組中的測試指標(如物種豐度或豐富度)與空白對照組差異性≥50%時，NOEC=LOEC/評估因子10且PNEC=NOEC/評估因子1；當NOEC恰為試驗最高濃度時，PNEC=NOEC/評估因子1。物種敏感度分布法是一種基于概率統計的毒性外推方法，該方法認為同種生物的不同毒性響應終點以及不同物種對同一污染物的敏感性存在差異，這種敏感性差異遵循一定的概率分布模型(曲線)。外推PNEC時，選擇物種敏感度分布曲線上累積概率為p%的危害濃度(HCp，hazardous concentration for p% of the species)作為對系統中比例為(1%～p%)的生物無顯著危害作用的濃度[11]，即PNEC。Brain等[12]即將p值分別取1和5，采用SSD法分別外推得到8種藥物混合物和4種四環素混合物對水生態模擬系統中大型植物99%和95%概率下無顯著危害效應的PNEC。結果表明，SSD外推法不僅能夠科學地獲取PNEC值，而且根據SSD曲線還可以反推某一暴露濃度下可能對某種生物或生物系統造成危害的概率，為化學品的生態危害評估提供更科學、更全面的指導。

由此可見，評估因子法是一種保守的外推方法，對基礎數據需求較少，適于低層次的初級危害評估。物種敏感度分布法基于科學假定和統計理論，對基礎數據有較高要求，對生物的多種毒性終點和不同生物的毒性響應敏感性均有考慮，相對于評估因子法更切合實際，適于高層次的危害評估。

3 水生態模擬系統在化學品生態風險評估中的應用

3.1 國內外化學品生態風險評估相關研究中的應用

在化學品生態風險評估相關研究中，水生態模擬系統主要用于目標化學品的生物效應分析和環境歸趨分析。其中，效應分析包括多物種單一污染物暴露作用下的危害評估和多物種多污染物聯合暴露作用下的危害評估；歸趨分析即通過模擬化學品在水、沉積物、生物體等環境介質中分配、遷移、歸趨和轉化來確定化學品在某一種環境介質中的暴露濃度。僅當化學品在某環境介質中的暴露濃度和對該介質中棲息生物的毒性效應均可獲取時，化學品的生態風險評估才能在確認水平得到有效結果。

(1)單一化學物質暴露作用下的危害評估

基于生豬自產自銷戶防疫工作中存在的問題，養殖人員應完善防疫措施，遵循防疫原則，針對防疫工作中的問題，制定相應的解決對策，以保證生豬自產自銷的順利進行，全面提升基層民眾的經濟水平。

水生態模擬系統作為高層次危害評估工具，其測試結果與單一物種測試結果的相關性和差異性是單一化學物質水生態模擬系統測試研究的焦點。這些研究涉及農藥、獸藥、重金屬以及內分泌干擾物等對象，包括淡水和海水兩種介質。Wijngaarden等[13]分別利用水生態模擬系統和單一物種(大型無脊椎動物和藻類)測試評估了對殺菌劑氟啶胺的敏感性：將14種無脊椎動物單一物種急性毒性數據結果(50%效應濃度EC50或10%效應濃度EC10)利用物種敏感度分布曲線(SSD)模型外推對生態系統中95%物種無顯著危害作用濃度HC5，同時根據水生態模擬系統生物豐度值計算出群落無顯著效應濃度NOEC。兩者對比結果表明：基于EC10和EC50的HC5值95%置信區間下限均低于模擬系統群落NOEC，而基于EC50的HC5值比模擬系統群落NOEC稍高。Wijngaarden等[3]對毒死蜱和氯氟氰菊酯的比對研究同樣表明，水生態模擬系統測試得到的50%急性效應濃度EC50比單一敏感物種——大型溞急性毒性測試得到的EC50低10倍。Vervliet-Scheebaum等[14]在野外水生態模擬系統中開展的除草劑西馬津對沉水植物、挺水植物和浮游藻類的效應表明：西馬津對模擬系統的84 d無觀測生態負效應濃度(NOEC)為0.05 mg·L-1，這一濃度遠低于單一藻類毒性測試得到的96 h-NOEC(0.6 mg·L-1[15])。De LaBroise等[16]直接以表層海水構建的原位水生態模擬系統評估了1、10 和 100 μg·L-1的苯達松和二甲酚草胺對浮游植物的慢性(13 d)毒性效應，結果顯示所有濃度均引起了浮游植物種群的顯著改變，表明被污染海域的群落結構發生明顯變化，這一閾值與苯達松和二甲酚草胺實驗室單一海水藻類毒性測試閾值存在差異(苯達松NOEC為1.13～2.25 mg·L-1[17])。Schramm等[18]在230 L水生態模擬系統中測試了炔雌醇6周暴露危害和12周恢復試驗，結果顯示暴露期內7～220 ng·L-1濃度組枝角類和橈足類動物豐度均顯著下降，經過12周恢復期220 ng·L-1濃度組仍無法恢復。這一濃度遠低于炔雌醇對單一枝角類和橈足類毒性測試得到的NOEC(200～1 000 μg·L-1[19-20])。Billoir等[21]通過藻類、浮萍、大型溞、端足蟲、搖蚊幼蟲五種生物構成的室內水生態模擬系統測試，得到鎘對大型溞21 d暴露期內存活影響的NOEC為1.776 μg·L-1，對繁殖生長影響的NOEC為0.1498 μg·L-1，這比鎘對單一物種大型溞的慢性毒性NOEC低(存活影響的NOEC為 3.43 μg·L-1,繁殖影響的NOEC為1.97 μg·L-1[22])。為了全面對比水生態模擬系統與單一物種測試結果，De Laender等[23]通過總結USEPA ECOTOX數據庫中的49組數據，發現單一物種測試和多物種測試得到的ECx(x=10～90)之間的比接近于1，但前提是這兩組結果是由同一個研究小組同時得出的。

鑒于水生態模擬系統與單一物種測試結果的差異性，以水生態模擬系統測試結果為參照、考察利用單一物種測試結果外推PNEC的初級危害評估結果是否能夠充分地保護生態環境的論題也得到了較多研究。根據Wijngaarden等[24]對1980-2001年期間公開發布的膽堿酯酶抑制劑類和擬除蟲菊酯類農藥對水生態模擬系統和單一敏感物種毒性測試結果的整理和分析，毒死蜱、殺螟硫磷、胺甲萘等10種膽堿酯酶抑制劑類農藥對水生態模擬系統的NOEC為其對單一敏感物種(溞類或魚類)EC50的10%～500%左右，氟氯氰菊酯、氯氰菊酯、溴氰菊酯等8種擬除蟲菊酯農藥對水生態模擬系統的NOEC為其對單一敏感物種EC50的1%～50%左右。因此該研究認為歐盟化學品風險評估導則采用100作為評估因子、利用溞或敏感魚類急性毒性EC50外推得到的低層次生態危害閾值PNEC可以對水生態系統起到保護作用。Versteeg等[25]比較了11種不同類別污染物(包括重金屬、農藥、表面活性劑和常見的有機及無機物質)的單一物種毒性數據和水生態模擬系統數據，同樣證實由單物種外推法得到的PNEC值可以保護整個模擬系統。

此外，水生態模擬系統的規模、測試環境條件等相關因素對測試結果的影響也已經被關注和研究。Wijngaarden等[3]在一系列小型和中型的模擬生態系統中開展了毒死蜱和氯氟氰菊酯單一污染物的暴露毒性研究。結果表明：在長期暴露下，不同季節條件、不同體積、室內和野外的模擬系統推導出的種群和群落水平的NOEC都是相似的；但高于此閾值水平時，種群的恢復時間和響應情況會隨實驗條件不同而變化。

(2)多種化學物質聯合暴露作用下的危害評估

水生態模擬系統作為一種從環境受體和暴露脅迫因子兩方面更加接近真實環境狀況的毒性測試模型，利用水生態模擬系統開展化學物質聯合暴露研究的主要目的是確認多種化學物質對生態系統的聯合危害效應和環境風險。Wijngaarden等[26]在單一物種急性毒性試驗的基礎上，在0.6 m3室內淡水生態模擬系統中開展了氟啶胺、黃草靈、苯嗪草酮、高效氯氟氰菊酯4種農藥的13周聯合毒性研究。結果表明0.5%暴露水平(實際施藥量的0.5%)的大型無脊椎動物、昆蟲和群落代謝率均呈現不同程度的短期效應，數量有所下降；2%和5%暴露水平的大型無脊椎動物、大型植物或微型甲殼類、輪蟲、植物群落出現長期顯著作用。Van den Brink等[27]在室內水生態模擬系統中研究了除草劑莠去津和殺蟲劑林丹聯合暴露作用對藻類和無脊椎動物的28 d慢性毒性以及7周后的恢復情況。結果顯示大型無脊椎動物群落在除最低受試濃度以外的所有暴露濃度下都受到了嚴重的影響。Richards等[28]在12 m3的野外水生態模擬系統中開展了為期35 d的布洛芬、氟西汀和環丙沙星3種藥物的復合暴露研究，結果表明在低暴露濃度(三種藥物分別為6、10和10 μg·L-1)、中等暴露濃度(三種藥物分別為60、100的100 μg·L-1)和高等暴露濃度(三種藥物分別為600、1 000和1 000 μg·L-1)下浮游植物和浮游動物的多樣性均降低，中、高等暴露濃度分別在35 d和4 d內引起了魚類的死亡。Laird等[29]利用12 000 L野外水生態模擬系統測試了抗抑郁癥藥物(SSRIs，包括氟伏沙明、氟西汀、舍曲林等)的生態危害閾值(PNEC)等于19 nmol·L-1。

值得一提的是，上述研究普遍證實歐美化學品風險評估導則目前針對單一物種毒性測試數據所設置的評估因子可以在上述多種化學物質聯合暴露作用下保護整個系統的生物。該結論對化學品風險評估方法在實際暴露條件下的有效性驗證和應用范圍的拓展具有重要的支撐作用。

(3)目標化學物質的環境歸趨分析

3.2 國內外化學品環境管理中的應用

歐美等發達國家或地區均將生態風險評估作為化學品環境管理的重要工具，且化學品生態風險評估主要采取層級評估的方式：即首先開展篩選水平的、保守的初級風險評估，如果初級評估顯示可能存在風險，須進入更高級別的評估。初級風險評估以單一生物標準實驗室測試毒性數據為依據，水生態模擬系統測試則是高級別風險評估中確認化學品毒性終點的主要技術之一。為此，OECD和美國EPA也分別制定了標準化的水生態模擬系統測試技術導則[4-5]，為化學品高級別風險評估提供規范、有效的危害評估結果。

我國的“危險化學品安全管理條例”(國務院令第591號)和“新化學物質環境管理辦法”(環保部令第7號)雖明確了以生態風險評估作為危險化學品和新化學物質環境管理的重要工具，但化學品生態風險評估目前仍缺少具體的實施細則。根據“新化學物質申報登記指南”和“新化學物質危害性鑒定導則”(征求意見稿)，我國目前對新化學物質的危害評估僅以單一物種毒性試驗測試數據為依據，尚未將水生態模擬系統測試數據納入評估依據之中。這一方面是由于我國化學品生態風險評估技術研究起步較晚，對水生態模擬系統的研究很少，未能建立相應的標準化測試導則；另一方面因為我國層級風險評估模式尚未全面構建起來，選擇測試周期短、成本低的單一物種毒性試驗作為危害評估依據才能有效應對大量的新化學物質和危險化學品環境管理登記需求。

4 問題與建議

雖然基于單一物種毒性測試數據的化學品危害評估方法也可以保護水生態系統的安全，但是水生態模擬系統測試數據可以反映化學品暴露下的生態功能及種間關系的變化，而且以此為基礎的生態危害評估也更接近實際、可以降低單一物種毒性測試數據的不確定性。因此水生態模擬系統測試技術是單一物種毒性測試技術的有效補充和驗證。

我國是化學品生產、使用大國，參照“新化學物質環境管理辦法”初步識別的“危險類”、“重點環境管理危險類”新化學物質以及參照“危險化學品安全管理條例”篩選出的“重點環境管理的危險化學品”數量將不斷增加。為了進一步確認這些初步判定有風險的化學品的環境危害性，降低基于單一物種毒性數據的初級危害評估的不確定性，發展水生態模擬系統將是必然趨勢和必要工具。對比歐美等發達國家或地區對于水生態模擬系統的研究和在化學品生態危害評估中的應用，我國在本領域的理論研究及應用研究存在以下問題：

(1)水生態模擬系統的理論、技術研究較少、水平較低。我國對水生態模擬系統的研究很少，現有的、為數不多的研究所構建的水生態模擬系統營養級別少、種間關系簡單，生物效應、功能效應測試終點缺少系統、深入分析，測試結果不能全面反映化學品暴露作用引起的系統組分和功能的變化。

(2)水生態模擬系統在化學品生態危害評估中的應用很少，缺少化學品風險評估的數據認可和政策支撐。目前，水生態模擬系統測試技術在歐美等發達國家或地區已經比較成熟和標準化，相應的測試數據也作為化學品高級別生態風險評估的重要依據。我國目前尚未系統構建層級化的化學品風險評估框架，缺少標準化水生態模擬系統測試導則或標準，因此現有的化學品危害評估并未將水生態模擬系統危害測試數據作為考察依據。

基于上述存在的問題，在借鑒發達國家技術經驗并參照我國化學品環境管理實際情況的基礎上，本研究對發展水生態模擬系統測試技術、豐富和完善化學品環境危害評估方法提出以下建議：

(1)在技術研究層面，推進生物分類學與生態毒理學的結合，構建基于本土生物和環境特性的多營養級水生態模擬系統，發展多層次生物快速識別、分類和統計技術，深入研究多營養級生物效應、生態系統能量代謝等功能性效應終點的標志，開發系統多變量綜合分析技術，推進水生態模擬系統的標準化。

(2)開展基于單一物種和水生態模擬系統毒性測試的化學品生態危害比對研究，探索水生態模擬系統測試數據外推技術，為水生態模擬系統應用于化學品生態危害評估提供數據和理論支持。

(3)及早構建層級化的化學品風險評估框架，明確化學品風險評估技術細則，為水生態模擬系統作為高級別危害評估工具應用于化學品生態風險評估提供政策支持。

[1] 姚薇, 王一喆. 化學品風險評估制度建設進展和建議[J]. 環境工程技術學報, 2011, 1(5): 431-437

Yao W, Wang Y Z. Development and suggestions on chemical risk assessment system establishment [J]. Journal of Environmental Engineering Technology, 2011, 1(5): 431-437 (in Chinese)

[2] Crossland N O, Heimbach F, Hill I R, et al. Summary and Recommendations of the European Workshop on Freshwater Field Tests (EWOFFT) [M]. Freshwater Field Tests for Hazard Assessment of Chemicals, Boca Raton: Lewis Publishers, 1994: 9-10

[3] Wijngaarden R P A. Interpretation and Extrapolation of Ecological Responses in Model Ecosystems Stressed with Non-persistent Insecticides [M]. Wageningen: Alterra, 2006: 33-235

[4] OECD. Chapter 4 contains guidance for assessing the hazards of chemical substances to man and the environment,Manual for the Assessment of Chemicals [EB/OL]. (2011-12). http://www.oecd.org/env/ehs/risk-assessment/manualfortheassessmentofchemicals.ht

[5] U.S. Environmental Protection Agency. EPA/630/R-95/002F: Guidelines for Ecological Risk Assessment [R]. Washington, DC : Federal Register, 1998, 63(93): 26846-26924,

[6] 王宏, 楊霓云, 余若禎, 等. 我國新化學物質生態風險評價數據外推技術探討[J]. 環境科學研究, 2009, 22(7): 805-809

Wang H, Yang N Y, Yu R Z, et al. Research on extrapolation techniques of eco-environmental risk assessment for new chemicals in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2009, 22(7): 805-809 (in Chinese)

[7] Brinke M, H?ss S, Fink G, et al. Assessing effects of the pharmaceutical ivermectin on meiobenthic communities using freshwater microcosms [J]. Aquatic Toxicology, 2010, 99(2): 126-137

[8] Sijm D T H M, van Wezel A P, Crommentujin T. Environmental risk limits in the Netherlands [M]// Posthuma L, Suter G W II, Traas T P. Ed. Species-Sensitivity Distributions in Ecotoxicology. Boca Raton: CRC Press, 2002: 221-225

[9] Solomon K R, Brock T C, Zwart D D, et al. Extrapolation in the context of criteria of setting and risk assessment [M]// Gorsuch J W. Ed. Extrapolation Practice for Ecotoxicological Effect Characterization of Chemicals. Boca Raton: CRC Press, 2008: 1-33

[10] Sanderson H, Laird B, Pope L, et al. Assessment of the environmental fate and effects of ivermectin in aquatic mesocosms [J]. Aquatic Toxicology, 2007, 85(4): 229-240

[11] Posthuma L, Traas T P, Suter G W II. General introduction to species sensitivityity distributions [M]// Posthuma L, Suter G W II, Traas T P. Ed. Species Sensitivity Distributions in Ecotoxicology. Boca Raton: CRC Press, 2002: 5-7

[12] Brain R A, Sanderson H, Sibley P K, et al. Probabilistic ecological hazard assessment: Evaluating pharmaceutical effects on aquatic higher plants as an example [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2006, 64(2): 128-135

[13] Wijngaarden R P A, Arts G H P, Belgers J D M, et al. The species sensitivity distribution approach compared to a microcosm study: A case study with the fungicide fluazinam [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2010, 73(2): 109-122

[14] Vervliet-Scheebaum M, Straus A, Tremp H, et al. A microcosm system to evaluate the toxicity of the triazine herbicide simazine on aquatic macrophytes [J]. Environmental Pollution, 2010, 158(2): 615-623

[15] Fairchild J F, Ruessler D S, Haverland P S, et al. Comparative sensitivity of Selenastrum capricornutum and Lemna minor to sixteen herbicides [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1997, 32(4): 353-357

[16] De La Broise D, Stachowski-Haberkorn S. Evaluation of the partial renewal of in situ phytoplankton microcosms and application to the impact assessment of bentazon and dimethenamid [J]. Marine Pollution Bulletin, 2012, 64(11): 2480-2488

[17] USEPA.Bentazone[EB/OL].http://www.epa.govt.nz/search-databases/Pages/ccid-details. aspx? SubstanceID=4292

[18] Schramm K W, Jaser W, Welzl G, et al. Impact of 17a-ethinylestradiol on the plankton in freshwater microcosms-I: Response of zooplankton and abiotic variables [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2008, 69: 437-452

[19] Jaser W, Severin G F, Jütting U, et al. Effects of 17α-ethinylestradiol on the reproduction of the cladoceran species Ceriodaphnia reticulata and Sida crystalline [J]. Environment International, 2003, 28(7): 633-638

[20] Clubbs R L, Brooks B W. Daphnia magna responses to a vertebrate estrogen receptor agonist and an antagonist: A multigenerational study [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2007, 67(3): 385-398

[21] Billoir E, Péry A R R, Charles S. Integrating the lethal and sublethal effects of toxic compounds into the population dynamics of Daphnia magna: A combination of the DEBtox and matrix population models [J]. Ecological Modeling, 2007, 203(3): 204-214

[22] Chadwick Ecological Consultants, Inc. Acute and Chronic Toxicity of Cadmium to Freshwater Crustaceans at Different Water Hardness Concentrations [R]. Littleton: Chandwick Ecological Consultants, Inc., 2003

[23] De Laender F, De Schamphelaere K A C, Vanrolleghem P A, et al. Comparing ecotoxicological effect concentrations of chemicals established in multi-species vs. single-species toxicity test systems [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2009, 72(2): 310-315

[24] Wijngaarden R P A, Brock T C M, Van Den Brink P J. Threshold levels for effects of insecticides in freshwater ecosystems: A review [J]. Ecotoxicology, 2005, 14(3): 355-380

[25] Versteeg D J, Belanger S E, Carr G J. Understanding single-species and model ecosystem sensitivity: Data-based comparison [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 1999, 18(6): 1329-1346

[26] Wijngaarden R P A, Cuppen J G M, Arts G H P, et al. Aquatic risk assessment of a realistic exposure to pesticides used in bulb crops: A microcosm study [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23(6): 1479-1498

[27] Van den Brink P J, Crum S J H, Gylstra R, et al. Effects of a herbicide-insecticide mixture in freshwater microcosms: Risk assessment and ecological effect chain [J]. Environmental Pollution, 2009, 157(1): 237-249

[28] Richards S M, Wilson C J, Johnson D J, et al. Effects of pharmaceutical mixtures in aquatic microcosms [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23(4): 1035-1042

[29] Laird B D, Brain R A, Johnson D J, et al. Toxicity and hazard of a mixture of SSRIs to zooplankton communities evaluated in aquatic microcosms [J]. Chemosphere, 2007, 69(6): 949-954

[30] Huang G L, Hou S G, Wang L, et al. Distribution and fate of nonylphenol in an aquatic microcosm [J]. Water Research, 2007, 41(20): 4630-4638

[31] Chi J, Yang Q. Effects of Potamogeton crispus L. on the fate of phthalic acid esters in an aquatic microcosm [J]. Water Research, 2012, 46(8): 2570-2578

[32] Zhu H, Wang Y, Tam N F Y. Microcosm study on fate of polybrominateddiphenyl ethers (PBDEs) in contaminated mangrove sediment [J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 265: 61-68

[33] Watanabe K H, Lin H I, Bart Jr H L, et al. Bayesian estimation of kinetic rate constants in a food-web model of polycyclic aromatic hydrocarbon bioaccumulation [J]. Ecological Modelling, 2005, 181(2): 229-246

[34] Regier N, Larras F, Bravo A G, et al. Mercury bioaccumulation in the aquatic plant Elodea nuttallii in the field and in microcosm: Accumulation in shoots from the water might involve copper transporters [J]. Chemosphere, 2013, 90(2): 595-602

◆

Application of the Aquatic Model Ecosystem in Ecological Risk Assessment of Chemicals

Wang Lei1, Liu Jianmei1,2, Liu Jining1, Shi Lili1,*

1. Nanjing Institute of Environmental Sciences, MEP, Nanjing 210042, China 2. College of Biotechnology and Pharmaceutical Engineering, Nanjing Tech University, Nanjing 210009, China

10 February 2014 accepted 9 July 2014

As a high level test model for ecological risk assessment of chemicals, the aquatic model ecosystem (AME) has been extensively developed, and widely applied in different countries for both single and mixedchemicals, including pesticides, veterinary drugs and heavy metals. However, the regarding studies about AME in China are still insufficient. To optimize our system for hazard assessment of chemicals, AME acts as a critical complement beyond single species test. This paper describes the classification, research approaches and data extrapolation methods of established AMEs. We mainly focus on the discussion of the various application of AMEs in risk assessment of chemicals, including the exposure pathways and fate analysis of single or multiple target chemicals. We have also compared the results derived from AME, single species test or both. This paper also introduces the present application status of AMEs in environmental management of chemicals both abroad and in China. Based on the above analysis and description, we propose the potential solutions to address the current problems of utilizing AMEs in China.

chemicals; aquatic model ecosystem； ecological risk assessment; environmental management

國家高技術研究發展計劃(863計劃)(No. 2013AA06A308)；“PBT/PvB分類技術體系及智能篩選平臺開發”(科研院所技術開發研究專項)

王蕾(1983-)，女，碩士，助理研究員，研究方向為化學品生態毒理學，E-mail: wanglei@nies.org;

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: sll@nies.org

10.7524/AJE.1673-5897.20140210001

2014-02-10 錄用日期：2014-07-09

1673-5897(2015)2-36-09

X171.5

A

石利利(1965—)，女，碩士，研究員，主要從事化學品生態風險評估、環境與健康風險評估研究工作。

王蕾，劉建梅，劉濟寧, 等. 水生態模擬系統及其在化學品生態風險評估中的應用[J]. 生態毒理學報，2015, 10(2): 36-44

Wang L, Liu J M, Liu J N, et al. Application of the aquatic model ecosystem in ecological risk assessment of chemicals [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(2): 36-44 (in Chinese)