微宇宙技術和物種敏感度分布曲線法評估銅離子生態危害比對研究

劉建梅，王蕾，劉濟寧，石利利,#，陳英文，沈樹寶

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

微宇宙技術和物種敏感度分布曲線法評估銅離子生態危害比對研究

劉建梅1,2，王蕾2，劉濟寧2，石利利2,#，陳英文1,*，沈樹寶1

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

為對比微宇宙方法和物種敏感度分布曲線法在銅離子生態危害評估中的差異，構建了包括浮游藻類、輪蟲和大型溞的微宇宙系統，持續監測了銅離子濃度、物種豐度和系統理化性質的變化，推導出銅離子對微宇宙系統的63 d無顯著效應濃度(63 d-NOEC)；同時，將銅離子對魚類、甲殼類、昆蟲類、藻類及軟體動物等對銅離子的長期毒性數據通過物種敏感度分布曲線法進行擬合，推導出對生態系統中95%物種無顯著危害的作用濃度(HC5)。測試結果表明，大型溞種群在銅離子110.80 μg·L-1作用下暫時消失，導致了系統中輪蟲和藻類數量的增長，試驗后期銅離子濃度降低，大型溞種群呈現恢復的趨勢；在212.06及420.26 μg·L-1銅離子作用下，藻類和輪蟲的存活受到嚴重抑制，在試驗后期也沒有恢復。與物種敏感度分布曲線法推導得出的HC5值相比，通過微宇宙系統得出的NOEC值較高，這可能是微宇宙系統中銅離子生物可利用性在各相介質間的差異及種間反饋調節造成的。

銅離子；微宇宙；物種敏感度分布曲線；生態危害

生態危害評估、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[1]。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，運用評估因子法(assessment factor,AF)、物種敏感度分布曲線法(species sensitivity distribution,SSD)[2-3]等外推方法來計算外源污染物的預測無效應濃度(predicted no effect concentration,PNEC)[4]。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[5]。由此生態學領域的“微宇宙”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[6-7]。經過幾十年的發展，國外在利用水生微宇宙進行風險評價方面積累了豐富的經驗，美國化學品安全與污染防治辦公室(OCSPP)[8]、美國試驗與材料協會(ASTM)[9]、經合組織(OECD)[10]均已出臺相關導則指導并規范水生微宇宙測試。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宇宙和中宇宙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測試方法[11]，并據此建立了關于水生微宇宙測試的GLP實驗室。目前國外的水生微宇宙研究已經涉及農藥、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。而我國由于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，水生微宇宙在化學品生態危害評估中的應用很少，現有的、為數不多的研究所構建的水生微宇宙系統生物效應、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結構和功能的變化[12-16]。

隨著工業化的發展，以銅離子為代表的重金屬通過采礦、污水灌溉與排放等方式進入水環境，通過直接致毒和食物鏈濃縮積累的方式危害水生態安全[17]。同時，由于銅離子對藻類及水生動物的生存均產生不同程度的脅迫，國外相關研究普遍以其作為水生微宇宙測試的陽性對照物[18]。為了評估銅離子對水生態系統的危害、提供微宇宙試驗有效性驗證數據，本文在構建標準化微宇宙的基礎上測定了其在銅離子長期暴露下物種豐度和理化指標的動態變化，從系統結構和功能兩方面綜合評估銅離子的生態危害；同時與基于單一物種毒性數據的物種敏感度分布曲線法得到的危害評估結果對比，探討微宇宙技術和物種敏感度分布曲線法在生態危害評估中的差異，旨在為化學品生態危害方法的選擇提供借鑒。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 試驗儀器和試劑

電感耦合等離子體質譜ICP-MS(Thermal Scientific Xseries，美國)，多功能水質參數測定儀(HQ40d，美國哈希公司)，振蕩培養箱(INNOVA 43R，NBS公司)，顯微鏡(DM2500，德國Leica)，分光光度計(DR2800，美國哈希公司)，照度計(ZDS-10，上海嘉定學聯儀表廠)，離心機(2-16PK，Sigma公司)，真空泵(AP-01P，天津奧特賽恩斯儀器公司)，超凈工作臺(SW-OJ-IFD，蘇州安泰空氣技術公司)，高壓蒸汽滅菌鍋(MLS-3750，日本三洋公司)，超聲清洗器(南京以馬內利儀器設備公司)，溫濕度計(SQ6HM10，武漢中西儀器公司)。

配制Taub培養基[7]和魯哥氏液。五水硫酸銅(分析純，成都科龍化工試劑廠)，超純水(電阻率 = 18.2 MΩ.cm)，丙酮(分析純，南京化學試劑有限公司)。

1.2 供試生物

小球藻(Chlorella vulgaris)、羊角月牙藻(Selenastrum capricornutum)、四尾柵藻(Scendesmus quadricauda)和斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)均購自武漢水生所淡水藻種庫，采用T82MV培養基培養，培養溫度為(21～24) ℃ (±2 ℃)，照度為3 000 lux(15%)，振蕩培養箱振蕩速度為100(±10) 次·min-1，每周轉接1次。

試驗所用大型溞(Daphnia magna)由本實驗室馴養，馴養條件為(20～21) ℃，自然光照，采用Elendt M4作為馴養和試驗介質，試驗開始前2周使用Taub培養基之T86MVK大型溞培養基馴養用于試驗。以柵藻(Scenedesums subspicatus)濃縮液喂食，喂食量(以碳計)為0.1～0.2 mg·(溞-1·d-1)。

萼花臂尾輪蟲來自南京師范大學，輪蟲培養液采用US EPA配方(去離子水配制，含NaHCO396 mg·L-1，CaSO4·2H2O 60 mg·L-1，MgSO460 mg·L-1，KCl 4 mg·L-1，pH 7.5左右)。每天投喂蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa)。輪蟲的培養條件為：光照強度約4 000 lux，晝長比L:D=16 h:8 h，溫度(25±1) ℃。培養期間，每天更換1次培養液并檢查輪蟲產卵狀況。

1.3 毒性數據收集篩選與物種敏感度排序

用于推導HC5值的生物毒性數據均來自美國ECOTOX毒性數據庫[19]和OECD eChemPortal—全球化學物質有害信息在線查詢通道[20]。毒理數據的篩選和處理遵循精確性、適當性和可靠性的3個原則，對某測試終點有多個測試數據時，選擇對效應和終點描述最精確和恰當的數據；當有多個可靠毒理數據可用時，選用幾何平均值，對于暴露時間不確定的數據均予以剔除。表1為搜集的包括銅離子對魚類、藻類、甲殼類、昆蟲類、軟體動物等的長期毒性數據。

表1 推導銅離子HC5的慢性毒性數據Table 1 Chronic toxicity data used to extrapolate HC5 of copper ions

物種敏感度分布曲線法假設不同門類的生物由于生活史、生理構造、行為特征和地理分布等不同而對污染物的毒性效應響應符合一定概率函數[21]。該法將篩選出的種平均毒性數據由小到大排列并設定相應的序數R，根據序數計算出累計概率P(P=R/(N+1)，N為種平均毒性數據總數)。然后將累計概率P和種平均毒性數據對數值擬合出累計概率分布函數，即物種敏感度分布曲線。其中的擬合模型可選用Sigmoid，Weibull，Gompertz，Hill等多種SigmaPlot 12.0軟件內置的函數，擬合優度采用決定系數R2和圖像綜合判別。確定最佳擬合模型后推算出累計概率為5%的毒性值，即保護95%以上的物種不受污染物影響的HC5值。

1.4 微宇宙試驗方法[9]

本研究設計的微宇宙包括藻、輪蟲、大型溞3個營養級生物組分，三者從低到高形成捕食關系。其中大型溞除捕食輪蟲外，還可直接捕食藻類。

微宇宙的構建和馴化：準備30個5 L的燒杯，每個燒杯中裝入200 g石英砂、0.5 g纖維素、0.5 g幾丁質和3 L T82MV培養基以構建標準化微宇宙系統。實驗室溫度維持在(20～22) ℃，光照約為3 000 lux，光周期為12 h(明)：12 h(暗)。第0天接種入4種藻類，使其初始細胞濃度為104cells·mL-1，第4天加入大型溞(16只·微宇宙-1)和萼花臂尾輪蟲(0.03只·mL-1)。第7天根據溶解氧變化、pH值、大型溞數量、羊角月牙藻數量以及微宇宙早期占優勢藻種等指標剔除差異較大的6個微宇宙。

微宇宙危害測試：在剩余的系統中加入受試物，并隨機分配不同處理組的位置。設置3個濃度：500、1 000和2 000 μg·L-1(以銅離子計)，并設置空白對照組，每個濃度6個平行。試驗周期為63 d，pH、溶解氧濃度(DO)、葉綠素a含量和物種豐度等每周測定2次。

溶氧值分別在3個時間點測定：早上光周期開始前(DO1)、下午光周期結束前(DO2)以及第2天的光周期開始前(DO3)。光合作用產氧量P=DO2-DO1，呼吸作用耗氧量R=DO2-DO3。pH值在取樣測定物種豐度當天的光周期開始前進行測定。

葉綠素a和物種豐度在同1天取樣測定。葉綠素取樣和測定方法參考標準SL88-2012“水質葉綠素的測定-分光光度法”[22]。在水體較清澈且大型溞數量較少的情況下可以對大型溞進行肉眼計數，在數量較多時，用取樣圓筒取一定體積的水樣再計數，最后進行換算，單位為個·(100 mL)-1。取1～2 mL攪拌均勻的微宇宙水樣并用魯哥氏液固定，在倒置顯微鏡下用1 mL的浮游生物計數板對輪蟲進行計數(只·mL-1)。藻類的計數同樣將水樣用魯哥氏液固定，再采用視野計數法用0.1 mL的計數板進行計數(104或103cells·mL-1)。每周最后1次取水樣后向每個燒杯中加輪蟲培養液1滴(約0.05 mL)、4種藻的混合液(每種藻的接種濃度為104cells·mL-1)1 mL以補充取樣的損失，并加入大型溞使其數量為每燒杯至少3只。試驗期間不再加入培養基。由于本試驗早期固著藻類的采樣和鏡檢結果證實難以獲取組間可比的鑒定結果，所以放棄該指標的顯微鏡計數，其數量沒有體現在總藻豐度中，故總藻豐度為小球藻、羊角月牙藻、斜生柵藻和四尾柵藻豐度的總和。但是葉綠素a的濃度同時涵蓋固著藻類和其他藻類。

本測試以小球藻、四尾柵藻、斜生柵藻、羊角月牙藻、大型溞和輪蟲等物種豐度及葉綠素a作為微宇宙系統結構變化指標，以pH、光合作用產氧量P、呼吸作用耗氧量R及P/R等理化指標作為微宇宙系統功能變化指標。

1.5 數據處理

銅離子加權平均濃度的計算方法參考“化學品測試方法-生物系統效應”大型溞繁殖試驗的附錄5[23]。采用鄧恩特檢驗(Dunnett’s tests，ANOVA，SPSS 17.0)多元對比分析微宇宙受試組和對照組的差異，分別確定引起微宇宙系統結構和功能變化的最低顯著效應濃度(LOEC)(P<0.05)，無顯著效應濃度(NOEC)即小于LOEC的前一個設定濃度。每個取樣日期最敏感毒性終點的NOEC即作為系統水平的NOEC[24]。

1.6 化學分析

采用電感耦合等離子體質譜ICP-MS測定水體中銅離子的濃度。儀器工作條件為：功率1 300 W，樣品氣(Ar)流量1.02 L·min-1，輔助氣(Ar)0.7 L·min-1，冷卻氣(Ar)14 L·min-1，蠕動泵速20 r·min-1，1次讀數時間5 s，讀數次數3次，1次讀數樣品量0.01 mL。

2 結果(Results)

2.1 微宇宙系統毒性測試結果

2.1.1 銅離子濃度變化

圖1展示了在為期63 d的試驗中各受試組水中銅離子的實測濃度。由實測濃度計算得到添加濃度為500，1 000和2 000 μg·L-1的微宇宙系統中銅離子的加權平均濃度分別為110.80，212.06和420.26 μg·L-1。由圖中可以看到，銅離子加入后水中實測濃度快速下降，到35 d時達到相對穩定。水中銅離子濃度的快速下降一方面可能是因為培養基中的H+、OH-或EDTA與銅離子結合而沉淀，另一方面可能是因為水體中藻細胞、生物質及沉積物對銅離子的吸附和富集[25]。

圖1 微宇宙中銅離子實測濃度變化趨勢

2.1.2 物種豐度

(1)大型溞豐度變化

試驗期間各受試組大型溞的豐度(平均組計數的算術平均值，下同)變化見圖2(a)。由圖可見，大型溞的繁殖受銅離子抑制非常明顯，整個試驗周期內處理組的大型溞豐度遠低于空白對照組。在空白對照組中，試驗初始大型溞的數量因為食物充足而大幅增長，在第21天達到頂峰，而后大型溞種群數量因環境承載能力的不足而減少，并在第30～50天達到相對穩定狀態。在第50天以后，大型溞數量因系統營養物質耗盡而不斷下降。在試驗早期，不同銅離子濃度處理組中大型溞數量均處于較低水平。在試驗后期，由于銅離子濃度的降低，最低濃度組的大型溞表現出恢復的趨勢，而其他兩個濃度組的大型溞仍未見數量增長。

(2)輪蟲豐度變化

微宇宙中萼花臂尾輪蟲豐度的變化如圖2(b)所示。由圖中可以看出在接種后的1周內，各濃度組的輪蟲豐度均增大，空白對照組增加的輪蟲數量遠高于其他處理組。接種的1周后，空白對照組和處理組中輪蟲豐度均迅速下降。雖然溞類攝食和銅離子毒性均可導致輪蟲增長停滯，但空白對照組輪蟲豐度的快速下降證實溞類攝食的影響更加直接。銅離子處理組在極低的大型溞豐度下出現的輪蟲豐度下降可能主要由高濃度銅離子的生物毒性所導致。此后空白對照組輪蟲豐度在第42～49天、第56～63天出現小幅度的增長，110.80 μg·L-1處理組輪蟲保持相對穩定的豐度，其他處理組在整個試驗期間的豐度接近零且沒有增長。

(3) 藻類豐度變化

微宇宙中各種藻類的豐度變化如圖3所示。總體而言，四尾柵藻和小球藻的豐度變化范圍較大，斜生柵藻次之，羊角月牙藻最小。這可能由藻類對微宇宙環境適應程度和敏感度不同所導致。此外，在整個試驗周期中，空白對照組中4種藻類豐度均低于受試組，而不同濃度處理組藻類豐度則呈現出不同的規律：所有處理組四尾柵藻豐度隨銅離子濃度升高而降低；212.06和420.26 μg·L-1處理組斜生柵藻豐度相似，均高于110.80 μg·L-1處理組；所有處理組羊角月牙藻豐度變化規律與斜生柵藻相似，與銅離子濃度無顯著相關性；處理組小球藻豐度前期與空白對照組無顯著差異，后期(46 d后)隨銅離子濃度升高而升高。對比微宇宙中溞類豐度變化規律可知，較高的溞類捕食壓力是導致空白對照組藻類豐度普遍偏低的直接原因。而處理組在較低的溞類捕食壓力下仍呈現出不同的銅離子濃度相關性可能與溞類捕食選擇性和藻類對銅離子危害響應敏感性差異有關。根據本試驗測試結果可推斷，處理組中大型溞傾向于優先捕食斜生柵藻和小球藻，而四尾柵藻豐度的降低主要歸因于銅離子的生物毒性作用。

圖2 試驗期間大型溞和輪蟲豐度的變化

圖3 微宇宙中藻類豐度變化

圖4 微宇宙中總藻豐度和葉綠素a濃度的變化

微宇宙中總藻豐度和葉綠素a的變化如圖4所示。由圖4(a)可知，空白對照組總藻豐度在整個周期內都低于各個處理組，且在試驗中期(2849 d)相對平穩、在后期(49 d后)略有增長。銅離子對總藻豐度的影響呈現出與四尾柵藻相似的濃度-效應關系，主要是因為四尾柵藻作為整個試驗周期內的主要優勢藻種，掩蓋了其他藻類數量的微弱變化；在試驗后期，110.80 μg·L-1銅離子暴露濃度下的藻類數量由于大型溞種群的恢復而先于其他濃度組下降，其他濃度組中的藻類數量因為銅離子實際濃度的降低和營養物質的耗盡而表現出先增長后下降的趨勢。圖4(b)呈現一種與圖4(a)顯著不同的規律：從第35天開始，空白對照組中葉綠素a含量明顯上升，此時可明顯觀察到空白對照組缸壁上開始長出固著藻類。由于固著藻類數量體現在葉綠素a的測定結果中且未體現在總藻豐度的測定結果中，所以推斷此時的固著藻類已成為空白對照組中的優勢種群。處理組未觀察到固著藻類的生長，鑒于溞類對固著藻類的捕食難度，這可能反映了銅離子對固著藻類的生長抑制效應。

2.1.3 理化指標

(1)微宇宙中溶解氧的變化

圖5展示了微宇宙中光合作用產氧量P和呼吸作用耗氧量R及其比值在整個試驗期間的變化。R值反映了生態群落呼吸作用消耗的有機物質的量，P值反映了植物光合作用有機物質的合成量減去呼吸作用消耗的有機物質之后的凈初級生產量。而生產量與消耗量之比(P/R)可以反映群落的代謝水平，P/R越大，群落生產力越高。由圖5可知，P和R表現出相似的規律：在整個試驗周期內，420.26 μg·L-1處理組P和R均低于空白對照組，而其他處理組與空白對照組無顯著差異。由圖5(c)可知，所有處理組的P/R變化幾乎一致：前35天均在1上下小范圍內波動，在第35天到42天由于R的快速下降而上升，其后經過一段時間的平穩期，試驗結束前一周由于營養物質的耗盡而下降。

(2)pH

圖5(d)展示了不同處理組pH值隨時間的變化。pH值反映了系統內部化學環境的改變，可作為外源脅迫對生態系統功能影響程度的指標。由圖中可以看出不同濃度組pH值的數值高低排列與總藻豐度的變化曲線(圖4(a))相吻合，表明pH值與藻類的數量呈現一定的相關性：藻類濃度越大，pH值越高。這主要是藻類生長大量消耗水中碳酸氫根離子引起的[26]。

圖5 微宇宙理化指標的變化

2.1.4 微宇宙系統危害綜合評估

空白對照組和受試組的物種豐度和理化指標進行的單因素方差分析結果見表2。由表中可以看出，處理組大型溞豐度在各個監測時間點均比對照組顯著降低，且LOEC在試驗14 d49 d內均維持在110.80 μg·L-1；但在試驗后期(56 d以后)LOEC由110.80 μg·L-1升至212.06 μg·L-1。這說明銅離子生物毒性是導致大型溞種群變化的主要因素，后期由于銅離子實際濃度的降低促進了溞類種群的恢復。其它生物豐度僅在某些監測時間點表現出顯著的劑量-效應關系。值得注意的是，處理組葉綠素a濃度顯著低于對照組，而處理組的各種藻類豐度及其總量卻顯著高于對照組。由于藻類及總量豐度僅涉及水中藻類(小球藻、羊角月牙藻、斜生柵藻和四尾柵藻)，而葉綠素a的濃度同時涵蓋固著藻類和其他藻類，因此對比大型溞豐度與銅離子暴露濃度的關系可知，水中藻類(不包括固著藻類)生長受抑制主要歸因于大型溞攝食壓力，而溞類對固著藻類的攝食難度導致銅離子毒性成為葉綠素a濃度隨處理濃度升高而降低的主要原因。

從功能性指標來看，處理組pH均顯著高于對照組，這與水中藻類(不包括固著藻類)豐度的變化規律比較一致。因此除固著藻類之外的水中藻類種群是影響本系統pH變化的主要因素。與空白對照組相比，處理組P/R在28 d和56 d趨勢相反，原因可能是28 d和56 d時作為系統主要生產者的藻類和作為主要消費者的大型溞的相對豐度的變化。

從系統整體水平來看，綜合考慮物種豐度和系統功能性指標，銅離子對微宇宙756 d-NOEC均低于110.80 μg·L-1，63 d-NOEC為110.80 μg·L-1，反映了試驗后期系統群落的恢復。

2.2 物種敏感度分布曲線法評估HC5值

表3為使用不同模型的HC5值擬合結果。從表中可以看出，各個模型的擬合效果均較好，R2均達到0.99以上。采用Weibull模型的擬合度最高，為0.9957，由此推導出的銅離子的HC5值為3.278 μg·L-1。

表2 不同終點在各取樣日期的LOECs (Dennett’s test,P<0.05)Table 2 LOECs for different endpoints (Dennett’s test,P<0.05) per sampling date

注:a和對照組相比數量顯著上升(↑)或下降(↓)；b無明顯劑量-效應關系；NOEC的單位為μg·L-1。

Note:aPopulations were significantly reduced (↓) or increased (↑) compared to blank control；bNo significant effect-dose relationship；the unit of NOEC is μg·L-1.

表3 不同擬合模型推導出的HC5值Table 3 HC5 values derived from different models

3 討論(Discussion)

在自然生態系統中，生產者、消費者和分解者共同構成了一個相互依存、動態平衡的體系。當外源脅迫打破這種平衡時，系統結構和功能的穩定就會受到影響[27]。在本試驗微宇宙系統中，藻類作為生產者，可以為其中的消費者(大型溞和輪蟲)提供食物來源，而大型溞和輪蟲在捕食藻類的同時又構成捕食關系。因此，本系統可以在一定程度上反映種群間的捕食及競爭關系。在空白對照中，大型溞豐度與藻類豐度呈現此消彼長的關系，而銅離子處理組由于抑制了大型溞的存活和繁殖，導致了藻類和輪蟲豐度的增長；同時，較高濃度的銅離子也抑制了固著藻類和輪蟲豐度的增長；在試驗的后期，暴露最低濃度銅離子的系統表現出恢復的趨勢：大型溞豐度的增長和藻類豐度的降低，表明在低濃度銅離子暴露下生態系統具有一定的反饋調節功能；而隨著銅離子濃度的升高，生態系統恢復越困難，這與Harrass和Taub[28]的研究結果一致。

銅離子作為國際上普遍采用的微宇宙危害測試陽性對照物，本研究獲取的銅離子對微宇宙的63 d-NOEC為110.80 μg·L-1，危害評估結果與Harrass和Taub[28]及Meador等[29]的微宇宙測試結果一致。同SSD法推導出的HC5值相比較，本研究獲取的銅離子對微宇宙的63 d-NOEC值較高。造成差異的原因可能是兩點：首先，不同試驗方法下有效作用于生物體的銅離子到達濃度有所差異。一是由于微宇宙系統中包括多種環境介質，銅離子各相濃度存在動態平衡；二是本研究作為靜態試驗，銅離子濃度不斷降低，在第63天時實際銅離子濃度僅約為6080 μg·L-1，而查閱到的文獻數據多是來自半靜態的或流動的試驗系統，其濃度相對穩定，所以求出的HC5值相對較低。其次，微宇宙系統可以模擬單一物種毒性試驗所不具備的種間關系和反饋機制，所以會與單一物種毒性數據的外推結果存在較大差異。Wijngaarden等[30]對1980—2001年期間公開發布的農藥對微宇宙和單一物種毒性測試結果進行對比分析，發現毒死蜱、殺螟硫磷、胺甲萘等10種農藥對微宇宙的NOEC為其對單一敏感物種(溞類或魚類)EC50的10%～500%；同時，該研究小組[24]還分別利用微宇宙和單一物種測試評估了氟啶胺的毒性：將單一物種急性毒性測試結果(EC50或EC10)利用物種敏感度分布曲線外推的HC5與微宇宙測試計算出的系統NOEC進行對比，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；此外，Vervliet等[31]、Broise等[27]及Schramm等[32]的研究也反映出微宇宙系統與單一物種毒性試驗結果存在一定的差異。這些差異均反映了微宇宙危害評估結果與傳統的單一物種毒性試驗結果之間不存在簡單的外推關系。水生微宇宙作為歐美等發達國家或地區公認的化學品風險層級評估體系中高級別化學品生態危害評估技術，為了實現其對單一物種毒性測試的有效補充和驗證作用，需要進一步規范其系統結構和構建方法以增強微宇宙數據的穩定性，同時進一步探索受試化學品在系統各相間分布和轉化規律、充分揭示微宇宙宏觀響應的機制。

微宇宙體系以真實的自然系統為模擬對象，反映出化學品暴露下的生態功能及種間關系的變化，以此為基礎的生態危害評估更接近實際、并可以降低單一物種毒性測試數據的不確定性。本文的研究結果一方面為波爾多液等含銅離子的殺菌劑、除藻劑生態風險評估和安全性使用提供數據支持；另一方面也可以為進一步規范化微宇宙測試方法、開發包含更為復雜物種系統的微宇宙測試技術提供參照。然而由于本研究構建的微宇宙系統僅包含浮游藻類、輪蟲和大型溞等浮游類生物，未囊括底棲生物和微生物群落，因此對銅離子在底泥中沉積所造成的危害評估考慮不足，后期須嘗試構建涵蓋更多生態位生物的微宇宙系統開展進一步研究。

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A Microcosm Study Compared to the Species Sensitivity Distribution Approach: A Case Study with the Copper Ion

Liu Jianmei1,2,Wang Lei2,Liu Jining2,Shi Lili2,#,Chen Yingwen1,*,Shen Shubao1

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

28 November 2014 accepted 16 March 2015

To compare the differences between microcosm study and species sensitivity distribution approach in ecological hazard assessment of copper ion,a microcosm system contained planktonic algae,rotifers and daphnia was built and the dynamics of copper ion concentration,species abundances and physicochemical properties of the system were monitored for 63 d.And on this basis the 63 d-NOEC (no observed effect concentration) of copper ion for the microcosm system was calculated.In the meantime,species sensitivity distribution curves were constructed with chronic toxicity data for fish,crustacean,insects,algae and mollusk,which gave a no obvious hazard concentration for 95% species in the ecosystem (HC5).According to test results,Daphnia magna had disappeared for a short time at 110.80 μg·L-1treatment,which led to the increase of rotifers and algae abundances.However,in the later period of the test the recovery of Daphnia magna was observed at 110.80 μg·L-1treatment due to the decrease of the measured copper ion concentration.While for 212.06 and 420.26 μg·L-1treatments,the survival of rotifers and algae were strongly inhibited and no recovery had been observed till the end of test.Compared to HC5value calculated by the species sensitivity distribution approach,the 63 d-NOEC derived from microcosm study was much higher than HC5.Possible causes might be the different bio-availability of copper ion in different phases of medium and the interspecies feedback included in the microcosm.

copper ion; microcosm; species sensitivity distribution; ecological hazard

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)

劉建梅(1990-)，女，碩士研究生，研究方向為生態毒理測試，E-mail: liulaoda08@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: ywchen@njtech.edu.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20141128001

2014-11-28 錄用日期：2015-03-16

1673-5897(2015)4-034-13

X171.5

A

陳英文(1978-)，男，博士，副教授，主要從事環境科學及工程的研究。

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。

# 共同通訊作者(Co-corresponding author),E-mail: sll@nies.org

劉建梅,王蕾,劉濟寧,等.微宇宙技術和物種敏感度分布曲線法評估銅離子生態危害比對研究[J].生態毒理學報，2015,10(4): 34-46

Liu J M,Wang L,Liu J N,et al.A microcosm study compared to the species sensitivity distribution approach: A case study with the copper ion [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015,10(4): 34-46(in Chinese)