我國地表水中磷酸三苯酯的多層次生態風險評估

羅瑩，劉娜，徐建，胡秀峰，許宜平，金小偉

1. 河北大學 化學與環境科學學院, 保定 071000 2. 中國環境科學研究院環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012 3. 中國環境監測總站, 北京 100012 4. 中國科學院生態環境研究中心，北京 100085

磷酸三苯酯(triphenyl phosphate, TPP)是一種典型的有機磷酸酯類(organophosphate esters, OPEs)阻燃劑[1]，被廣泛用于電纜材料、運輸帶、塑料制品中[2]。TPP以物理添加的方式與材料結合且具有很強的揮發性[3]，因此易從材料中釋放到周圍環境。近年來，TPP在空氣[4]、地表水[5-16]、飲用水[17]、沉積物[18-19]以及多種生物體內[18,20-21]均有檢出，其中地表水最高檢出濃度為96.3 ng·L-1[15]。在我國華北地區，95%的河流水樣中檢出TPP，是地表水中檢出頻率最高的有機磷酸酯類阻燃劑之一[22]。TPP污染受到人們越來越多的關注。

TPP作為一種持久性有機污染物，具有影響繁殖和神經系統[18,22-23]、擾亂脂質代謝[24]、引發接觸性皮炎[25]、抑制人體內荷爾蒙分泌量進而嚴重影響男性精液質量的作用[26]。同時，TPP具有較強的生物富集性[27-30]。Muir等[27]發現在0.8 μg·L-1TPP水溶液中，24 h內黑頭呆魚體內產生富集；Lassen和Lokke[30]在野生魚體內檢測出TPP的濃度高達600 μg·kg-1。同種生物的不同個體中，TPP富集具有差異性，Sunkvist等[28]研究發現，與小型鱸魚相比，大型鱸魚體內TPP含量更高。此外，TPP富集系數有明顯的種群差異，在真鱗魚體內的富集系數為0.06，而呆鰷魚體內的富集系數高達2 596[29]。研究表明一定劑量的TPP暴露對水生生物產生生態毒性效應。例如，TPP對甲殼類生物[31-32]、魚類[32-38]以及昆蟲[39]具有致死效應，對魚類具有繁殖毒性[40]和神經毒性[22]。此外，TPP會對藻類[41]和魚類[32,38]生長產生影響。由于其對水生生物存在危害，分析和評估TPP存在的潛在生態風險對保護水環境中水生物至關重要。

評價化學污染物潛在生態風險的基本方法是比較暴露濃度和效應濃度之間的大小關系。暴露濃度通常指實測或者預測的化合物在環境中的濃度。效應濃度是指污染物對生物體引起不良效應的最低濃度，通常用預測無效應濃度(predicted no effect concentration, PNEC)來表示。一種簡單的比較方式是點評估方法，通常稱為風險商(hazard quotient, HQ)，它是將實際檢測或由模型估算出的環境暴露濃度(EEC或PEC)與表征該物質危害程度的預測的無效應濃度(PNEC)相比，從而計算得到風險商值(HQ)的方法[42-43]。比值大于1說明有風險，比值越大風險越大。雖然，風險商方法由于其簡單性和有效性被廣泛使用，但是僅適合于比較保守的篩選水平的風險評估，或者多層次風險評估中較低層次的風險評估。因為潛在風險是代表一種風險發生的可能或者概率，并不能直接用點評估的方式(如HQ)得出確切的風險[44]。概率風險評估(probabilistic ecological risk assessments, PERAs)被認為是多層次風險評估中較高層次的風險評估方式[45-46]。它是通過定性和定量的比較暴露濃度和效應濃度的概率分布來表征風險。由于概率風險評估法可以更好地表述污染物環境濃度超過生物安全閾值的概率以及可引起不良效應的風險，因此被廣泛用于污染物的生態風險評估的研究。為了在對特定區域污染的決策過程中獲得更準確的結果，一些學者和研究機構提出使用多層次的生態風險評估方法，即連續應用低層次的篩選到高層次的風險評價。它是把商值法和概率風險評價法進行綜合，充分利用各種方法和手段進行從簡單到復雜的風險評價[46-47]。通過文獻檢索TPP的暴露濃度以及效應濃度，對我國主要地表水流域中的TPP進行多層次生態風險評價，以期為TPP在水環境中的管理提供理論依據和科學支撐。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 TPP環境暴露評估

為全面體現TPP在我國地表水中的暴露水平，收集了在國內外期刊發表的文獻(包括碩士、博士學位論文)關于我國河流和湖泊的TPP暴露濃度數據。研究表明，TPP在太湖[5]、長江[5]、珠江[6]、松花江[7]、黃渤海入海河流[8,16]以及北京市河流[9]等地表水中均有檢出。同一流域不同點位，低于方法檢出限(method detection limits, MDL)的數據按最低檢出限的50%計算。使用SPSS 16(SPSS Inc., Chicago, Illinois)的Kolmogorov-Smirnov檢驗對TPP在我國地表水中的濃度分布數據進行正態分布檢驗。

1.2 TPP毒性效應評估

TPP的水生生物毒性數據來自毒理數據庫(如，美國的ECOTOX數據庫，http://cfpub.epa.gov/ecotox/)、已發表論文、期刊以及政府文件[47]。數據篩選遵循相關性、可靠性、精確性的原則[48]。根據暴露時間以及測試終點的不同，TPP毒性數據分為兩類：急性毒性(主要是生存指標)，由于TPP的慢性毒性數據較少，所以將生長、繁殖、生物化學與分子生物學以及其他行為學等慢性毒性指標合并分析。其中，生長的測試指標包括水生生物長度和重量的變化等；繁殖類測試指標包括繁殖力、孵化率、受精率、性腺指數、性腺組織發育和多代效應等[48]。急性毒性數據，選擇半數致死濃度(median lethal concentration, LC50)或半數效應濃度(median effect concentration, EC50)為測試終點；慢性毒性數據，選擇無觀察效應濃度(no observed effect concentration, NOEC)為測試終點。當NOEC數據不足時，用最大可接受濃度(maximum acceptable toxicant concentration, MATC)、最低可觀察效應濃度(lowest observed effect concentration, LOEC)或ECX替代[46]，并在數據中標注。當一個物種有多個測試終點時，使用幾何平均值；對同一個生物有不同的測試終點時，選擇最敏感測試終點的毒性數據[49]。

利用物種敏感度分布曲線(species sensitivity distribution, SSD)推導5%物種受到危害時的濃度(hazardous concentration for 5% species affected, HC5)，曲線以不同生物毒性數據的對數濃度值為橫坐標，以累計概率為縱坐標作圖。其中累計概率是將所有已篩選物種的最終毒性值按從小到大的順序進行排列，并且給其分配等級R，最小的最終毒性值的等級為1，最大的最終毒性值等級為N，依次排列，計算公式為[50]：P=R/N+1。如果有2個或者2個以上物種的毒性值是相等的，那么將其任意排成連續的等級，計算每個物種的最終毒性值的累積概率。本研究采用荷蘭國家公共衛生與環境研究院(RIVM)開發的ETX 2.0(Vlaardingen等，2004)推導基于50%置信度的HC5[47,51]。

1.3 TPP的生態風險評價

表1 不同國家地表水中磷酸三苯酯(TPP)的污染水平Table 1 Exposure concentrations of triphenyl phosphate (TPP) in surface water of different countries

表2 TPP對水生生物的生態毒理數據Table 2 Toxicity effect of TPP on aquatic species

注：LC50表示半數致死濃度；LOEC表示最低可觀察效應濃度；NOEC表示無觀察效應濃度。

Note： LC50stands for median lethal concentration; LOEC stands for lowest observed effect concentration; NOEC stands for no observed effect concentration.

本研究利用多層次生態風險評價法對我國地表水中的TPP進行生態風險評價。首先，利用HQ進行風險評價，HQ為環境實測濃度(measured environmental concentration, MEC)與PNEC的比值。當HQ值大于1時，表明該化學物質對環境存在風險；當HQ值小于1時，表明該化學物對環境不存在風險。然后采用聯合概率分布曲線法(joint probability distributions, JPCs)進行高層次概率生態風險評價(PEAR)，它反映了各損害水平下暴露濃度超過相應臨界濃度值的概率，體現了暴露狀況和暴露風險之間的關系，可以用于計算對某一特定百分比物種引起不利影響的濃度在地表水中出現的概率[46,52-53]。

2 結果與討論(Results and discussion)

2.1 暴露評估

TPP在地表水中的暴露濃度如表1所示，濃度范圍為0.2～165 ng·L-1。TPP在我國太湖、長江、珠江、松花江、北京市河流等流域中的平均濃度分別為1.7、4.2、14.1、21.5和4.49 ng·L-1，黃渤海入海河流中的平均濃度為0.2～0.5 ng·L-1。從世界不同地區來看，我國地表水中TPP最大濃度與世界上其他國家地表水中TPP的最大濃度相當。此外，TPP在我國地表水中的平均濃度水平(0.2～21.5 ng·L-1)略高于世界上其他國家所報道的平均濃度水平(3～4.4 ng·L-1)，可能是因為我國對含TPP產品較高的使用量。通過Kolmogorov-Smirnov檢驗分析，TPP在我國地表水中的濃度分布符合正態分布。

2.2 不同測試終點PNEC值的推導

本研究收集了8種魚類和3種無脊椎動物以致死為測試終點的急性毒性數據(表2)。TPP對水生生物的LC50范圍為180～1 600 μg·L-1，均值為658.45 μg·L-1。基于生長、繁殖及生物化學和分子生物學等為測試終點，收集了5種魚類、2種浮游藻類和1種甲殼類動物的慢性毒性數據(表2)，NOEC值的范圍是5～500 μg·L-1，均值為197.50 μg·L-1。

考慮到非本地物種數據、物種種類以及野外實際暴露等影響因素，最終預測無效應濃度(PNEC)值為：PNEC=HC5/AF，AF取1～5[45]。通過對各類水生生物不同測試終點的毒性數據進行統計分析，得到相關參數如表3所示。

通過Kolmogorov-Smirnov檢驗，數據均符合對數正態分布(P>0.05)。基于急性和慢性毒性數據構建SSD曲線，其HC5分別是182.44 μg·L-1和6.49 μg·L-1。本研究以生存為測試終點的急性毒性數據推導出的PNEC值(AF=5)為36.49 μg·L-1，而以繁殖、發育和生長等為測試終點的慢性毒性數據導出的PNEC值(AF=5)為1.30 μg·L-1。水生生物的生長、繁殖、生物化學與分子生物學等慢性毒性指標對TPP更敏感。

圖1 基于不同測試終點的TPP物種敏感度分布曲線(SSD)Fig. 1 Species sensitivity distribution of TPP based on different tested endpoints

測試終點Endpoint樣本數Number平均值/(μg·L-1)Mean/(μg·L-1)標準差SDK-S檢驗K-S testHC5/(μg·L-1)PNEC/(μg·L-1)生存(急性)Survival (acute)11658.45429.590.4034182.44(88.46～278.59)36.49生長、繁殖等(慢性)Growth, reproduction (chronic)8197.50202.840.57716.49(0.66～21.24)1.30

注：HC5表示5%水生生物受到危害的濃度；PNEC表示預測無效應濃度。

Note： HC5stands for hazardous concentration for 5% species affected; PNEC stands for predicted no effect concentration.

TPP基于不同測試終點SSD曲線如圖1所示。比較不同測試終點的物種敏感度分布曲線，基于急性和慢性的毒性分布基本平行，此外，基于急性毒性的HC5值是基于慢性毒性HC5值的28.1倍。根據2個獨立樣本的Kolmogorov-Smirnov檢驗的結果來看，基于慢性毒性的分布曲線和基于急性毒性(ks=1.418,n1=8,n2=11,P=0.036)的分布曲線存在顯著性差異。

2.3 我國地表水TPP生態風險評估

利用HQ對地表水中TPP的平均濃度進行風險評估，基于TPP在我國地表水暴露的平均濃度以及急、慢性毒性數據推導PNEC值，計算得出風險商值。如圖2所示。

圖2 基于不同測試終點毒性數據值計算得出平均濃度的風險商Fig. 2 HQ calculated by dividing average concentrations with PNEC based on different tested endpoints of TPP

圖2表明，基于急性和慢性毒性數據計算的TPP風險商值均小于0.1，其中松花江流域風險商值最高，分別為0.00059和0.017，說明TPP在我國地表水中的生態風險較小，可以忽略。此外，TPP在奧地利[14]和意大利[12]地表水中平均濃度分別是4.4 ng·L-1和3 ng·L-1，基于慢性毒性數據推導PNEC值，計算得出風險商分別為0.0034和0.0023，與我國長江(0.0032)、太湖(0.0017)和北京市地表水(0.0035)的風險商商值差別不大。

基于我國地表水各流域TPP暴露濃度最大值計算的HQ如圖3所示。

圖3 基于不同測試終點毒性數據值得出最大濃度的風險商Fig. 3 HQ calculated by dividing maximum concentrations with PNEC based on different tested endpoints of TPP

圖3表明，各流域基于慢性毒性的風險商值均小于0.1，說明在TPP最大濃度時，對水生生物的風險較小。意大利臺伯河[12]中TPP基于慢性毒性的風險商值為0.13，高于我國北京市河流中最高濃度的風險商值(0.074)。

綜上所述，從世界范圍來看，除臺伯河流域TPP存在潛在的生態風險之外(HQ為0.13)，其他流域的平均濃度風險商值和最大濃度風險商值均小于0.1，TPP對水生生物的潛在風險較低。由于風險商在風險評價中存在很多的不確定性，不能有效說明生態效應發生的概率。因而，風險商適用于低水平的風險評價[54]，或者多層次風險評價中較低層次的風險評價[46]。

利用聯合概率曲線法(JPCs)進行高層次生態風險評價，JPCs是以所有生物毒性數據的累積函數和污染物暴露濃度的反累積函數作圖[46]，將風險評價的結論通過連續分布曲線的形式表現。聯合概率曲線的x軸表示不良效應產生的強度，即水生生物受到影響的百分比；y軸表示事件發生的概率；聯合概率曲線上的每一個點表示一定百分比的生物受到影響(事件)在目標水體(評價對象)中發生的概率。聯合概率曲線越靠近x軸，生物受到影響的可能性越小，評價目標水體越安全[44-46]。

基于慢性毒性數據和環境中TPP濃度建立聯合概率曲線(圖4)。結果表明，TPP的聯合概率曲線幾乎與x軸重合。我國地表水中TPP對0.1%～1%的水生生物造成繁殖、生長或發育等慢性毒性影響的概率分別為1.40%和0.04%。

圖4 TPP地表水生態風險聯合曲線Fig. 4 Joint probability curves for ecological risk of TPP in surface water

2.4 不確定性分析

生態風險評估過程中的不確定性是不可避免的，即使在較高層次的生態風險評估方法。生態風險評估過程中產生不確定性的因素主要包括：自然水體中TPP實際濃度的變化，毒性數據的生態關聯性以及風險表征模型的使用等方面。

首先，TPP在環境中暴露濃度的時空變化數據非常有限，只有個別幾個流域，特別缺乏全國范圍的監測數據。為了得到更準確合理的暴露數據，需要進一步搜集整理以及開展全國范圍TPP在環境中暴露濃度的時空變化數據的監測。其次，研究表明TPP對水生生物存在繁殖毒性[18,39]方面的影響，而本研究中僅有斑馬魚和虹鱒魚關于TPP繁殖毒性的數據，不能充分反應TPP對水生生物繁殖系統的影響。當需要進行更加合理全面的風險評估時，則需要收集更多魚類、無脊椎動物及兩棲類等水生生物的繁殖毒性數據。此外，考慮到生物的地域性，所收集的毒性數據是否完全代表研究區域真實的生物物種用于風險評價目前尚且存在爭議[55]。Jin等[56]認為當本土物種的毒性數據不足的時候，在使用一定安全系數的基礎上(2～10)可以利用非本土的物種進行生態風險評估。為了更全面系統地評價污染物在特定區域的生態風險，依然需要考慮區域特征物種的敏感性差異。在生態風險評價的過程中，SSD曲線的構建方法會因選擇的數據分析模型而不同[57]，例如對數正態分布(log-normal)、對數邏輯斯蒂(log-logistic)、波爾III模型(Burr III)[46,56]。在目前的研究中，大部分研究者依然采用對數正態分布法。因此，由數據的隨機性、評價過程和模型選擇所造成的誤差，導致風險評價結果具有一定的不確定性。然而，用于確定風險評價的方法還沒有一個統一的認識。

綜上，通過收集全國范圍地表水中污染物暴露濃度及效應濃度，本研究對我國地表水中TPP進行多層次生態風險評價，表征其在我國地表水中存在的潛在風險?；谏?、生長和繁殖等為測試終點推導的PNEC值表明TPP對水生生物的慢性毒性影響更顯著。從不同的風險表征方法來看，基于急、慢性毒性數據計算得出的風險商值小于0.1，利用JPCs得出TPP僅對0.1%到1%的水生生物造成慢性毒性影響的概率分別為1.40%和0.04%，表明我國地表水中的TPP濃度對水生生物存在的風險較小。從不同的空間角度分析，我國松花江流域中TPP的風險商值最大。在目前暴露水平下，地表水中TPP濃度對水生生物的毒性影響可以忽略，但考慮到水生生物對TPP具有一定的富集效應，長期使用含有大量TPP的材料對水生生物造成的損傷值得關注。