水生態(tài)模擬系統(tǒng)及其在化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估中的應(yīng)用

王蕾，劉建梅, 2，劉濟(jì)寧，石利利,*

1. 環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042 2. 南京工業(yè)大學(xué)生物與制藥工程學(xué)院，南京 210009

水生態(tài)模擬系統(tǒng)及其在化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估中的應(yīng)用

王蕾1，劉建梅1, 2，劉濟(jì)寧1，石利利1,*

1. 環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042 2. 南京工業(yè)大學(xué)生物與制藥工程學(xué)院，南京 210009

水生態(tài)模擬系統(tǒng)是用于高層次化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估的測試模型，目前在國外已經(jīng)廣泛用于工業(yè)化學(xué)品、農(nóng)藥、獸藥、重金屬等單一化學(xué)物質(zhì)和復(fù)雜混合物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估研究，而我國的相關(guān)研究比較匱乏。隨著我國化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估體系的完善，水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試必將作為作為單一生物毒性測試的有效補(bǔ)充。在此背景下，簡述了水生態(tài)模擬系統(tǒng)的分類、研究方法和結(jié)果外推方法；從單一化學(xué)物質(zhì)暴露作用下的生態(tài)危害評估、多種化學(xué)物質(zhì)聯(lián)合暴露作用下的生態(tài)危害評估以及目標(biāo)化學(xué)物質(zhì)的歸趨分析三個(gè)方面闡述了水生態(tài)模擬系統(tǒng)在國內(nèi)外化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估科學(xué)研究中的應(yīng)用，對比了水生態(tài)模擬系統(tǒng)和單一物種毒性測試結(jié)果和基于兩種測試數(shù)據(jù)的生態(tài)危害評估結(jié)果。與此同時(shí)，分析了水生態(tài)模擬系統(tǒng)在國內(nèi)外化學(xué)品環(huán)境管理中的應(yīng)用情況。在此基礎(chǔ)上，對我國發(fā)展水生態(tài)模擬系統(tǒng)所存在的問題及解決方案提出了建議。

化學(xué)品；水生態(tài)模擬系統(tǒng)；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估；生態(tài)危害評估；環(huán)境管理

化學(xué)品數(shù)量眾多、性質(zhì)各異，我國現(xiàn)有化學(xué)物質(zhì)45 000多種，每年仍有近千種新化學(xué)物質(zhì)在我國登記。這些化學(xué)品對人類健康和環(huán)境安全構(gòu)成了巨大的潛在威脅。我國近年陸續(xù)出臺《新化學(xué)物質(zhì)環(huán)境管理辦法》(環(huán)保部7號令)、《危險(xiǎn)化學(xué)品安全管理?xiàng)l例》(國務(wù)院591號令)、《重點(diǎn)危險(xiǎn)化學(xué)品環(huán)境管理登記辦法》(環(huán)保部22號令)等法律法規(guī)和相關(guān)指南文件，明確以生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估為工具開展化學(xué)品環(huán)境管理。

化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估是對特定化學(xué)物質(zhì)引起單個(gè)生物、系統(tǒng)或(亞)種群有害效應(yīng)概率的計(jì)算或估算[1]。生態(tài)危害評估、環(huán)境暴露評估和風(fēng)險(xiǎn)表征是化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估的一般步驟。其中，生態(tài)危害評估是定性和(或)定量評估生物體、系統(tǒng)或(亞)種群暴露于化學(xué)物質(zhì)中的潛在危害性，是化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估的首要任務(wù)。傳統(tǒng)的生態(tài)危害評估是基于化學(xué)品對某一種或幾種敏感生物進(jìn)行單一物種的毒性測試數(shù)據(jù)，如半效應(yīng)/致死濃度EC50/LC50、無顯著效應(yīng)濃度NOEC。經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織、美國國家環(huán)保局以及我國環(huán)境保護(hù)部均已發(fā)布一系列基于單一生物的化學(xué)品急性、慢性毒性測試導(dǎo)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(tài)毒理學(xué)的發(fā)展，20世紀(jì)70年代的毒理學(xué)家認(rèn)識到基于單一物種毒性數(shù)據(jù)的危害評估不能較好地反映真實(shí)生態(tài)系統(tǒng)的種內(nèi)、種間關(guān)系和反饋機(jī)制，其評估結(jié)果和實(shí)際效果可能存在較大偏差。由此生態(tài)學(xué)領(lǐng)域的“微宇宙”(也即“生態(tài)模擬系統(tǒng)”)技術(shù)被引入到生態(tài)危害評估中，即利用人工構(gòu)建的生態(tài)系統(tǒng)開展測試進(jìn)而評估化學(xué)品的環(huán)境歸趨和生物危害。由于模擬生態(tài)系統(tǒng)在組成、結(jié)構(gòu)和功能上更接近真實(shí)環(huán)境，因此該技術(shù)在歐美等發(fā)達(dá)國家和地區(qū)已作為化學(xué)品高層次生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估的重要工具，為化學(xué)品高生態(tài)危害性的確認(rèn)提供數(shù)據(jù)支持。由于我國的化學(xué)品環(huán)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(xué)者針對模擬生態(tài)系統(tǒng)測試技術(shù)開展了科學(xué)研究，但研究水平、數(shù)量、規(guī)模和范圍均遠(yuǎn)不及國外相關(guān)研究。因此，深入分析國外模擬生態(tài)系統(tǒng)的研究方法和應(yīng)用情況、對比我國現(xiàn)有相關(guān)研究的差距，提出我國生態(tài)模擬系統(tǒng)應(yīng)用研究的建議，為我國發(fā)展高層次化學(xué)品生態(tài)危害評估技術(shù)、提高化學(xué)品環(huán)境管理水平具有重要意義。

1 水生態(tài)模擬系統(tǒng)簡介

生態(tài)模擬系統(tǒng)(model ecosystem)通常也被稱為微(中)宇宙(microcosm/macrocosm)，是一種人工構(gòu)建的、模擬自然生態(tài)系統(tǒng)組成和過程的實(shí)驗(yàn)?zāi)Ｐ停运鷳B(tài)系統(tǒng)為模擬對象而構(gòu)建的生態(tài)模擬系統(tǒng)就是水生態(tài)模擬系統(tǒng)。根據(jù)規(guī)模，水生態(tài)模擬系統(tǒng)可分為微宇宙或中宇宙，根據(jù)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(tài)模擬系統(tǒng)稱為微宇宙，而大于此標(biāo)準(zhǔn)的稱為中宇宙。模型中的水、沉積物、生物、營養(yǎng)元素的組成以及環(huán)境條件均按照模擬研究對象的實(shí)際情況設(shè)置。根據(jù)研究方法不同，水生態(tài)模擬系統(tǒng)主要分為原位微宇宙(in situ microcosm)、室內(nèi)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(tǒng)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(tǒng)相同條件。室內(nèi)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(dú)立采集，并不刻意維持其原有結(jié)構(gòu)。野外中宇宙多是人工挖掘的池塘，體積較大，更加接近實(shí)際情況但也更復(fù)雜，需要更長的時(shí)間(約3～8月)才能達(dá)到穩(wěn)態(tài)。野外模擬系統(tǒng)通常包含來自池塘本身的沉積物和水(或去氯自來水)，在預(yù)養(yǎng)過程中逐步加入無脊椎動(dòng)物、魚類、兩棲類或其它生物指示種。

利用水生態(tài)模擬系統(tǒng)不僅可以研究不同營養(yǎng)級生物在外源化學(xué)品真實(shí)暴露情況下的響應(yīng)和恢復(fù)，還可以研究化學(xué)物質(zhì)在環(huán)境介質(zhì)中的分配和歸趨。與單一物種的水生態(tài)毒性測試結(jié)果相比，水生態(tài)模擬測試兼顧了種群之間的相互關(guān)系以及生態(tài)系統(tǒng)固有的反饋調(diào)節(jié)功能，因此更接近實(shí)際環(huán)境。

2 水生態(tài)模擬系統(tǒng)的研究方法

2.1 水生態(tài)模擬系統(tǒng)的測試技術(shù)

模擬系統(tǒng)在水生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估中的應(yīng)用始于20世紀(jì)70年代，發(fā)展之初主要用在農(nóng)藥的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)中。經(jīng)過幾十年的發(fā)展，國外在利用水生態(tài)模擬系統(tǒng)進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)方面積累了豐富的經(jīng)驗(yàn)，美國環(huán)境保護(hù)署預(yù)防、農(nóng)藥及有毒物質(zhì)辦公室(OPPTS，現(xiàn)已更名為“化學(xué)品安全與污染防治辦公室”(OCSPP))、美國試驗(yàn)與材料協(xié)會(ASTM)、經(jīng)合組織(OECD)均已出臺相關(guān)導(dǎo)則指導(dǎo)并規(guī)范水生態(tài)模擬測試(表1)。此外，荷蘭瓦格寧根大學(xué)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評估研究所Sinderhoeve研究中心自20世紀(jì)80年代即開展了一系列微型和大型模擬系統(tǒng)的構(gòu)建及農(nóng)藥毒性暴露規(guī)律的研究，發(fā)展了一套較為系統(tǒng)的水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試方法[3]，并據(jù)此建立了關(guān)于水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試的GLP實(shí)驗(yàn)室，在水生態(tài)模擬系統(tǒng)研究方面的經(jīng)驗(yàn)非常值得借鑒。目前的水生態(tài)模擬系統(tǒng)研究已經(jīng)涉及農(nóng)藥、抗生素、工業(yè)化學(xué)品、重金屬等多類化學(xué)物質(zhì)以及混合物、實(shí)際污染源。

美國OCSPP提出的室內(nèi)水生態(tài)模擬系統(tǒng)共包括標(biāo)準(zhǔn)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(diǎn)微宇宙(site-specific aquatic microcosm, SSAM)。其中標(biāo)準(zhǔn)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(tǒng)和特定地點(diǎn)系統(tǒng)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(diǎn)微宇宙進(jìn)一步對原位水體和沉積物柱狀樣本增加了“盡可能無擾動(dòng)”的要求。而除了標(biāo)準(zhǔn)化微宇宙外，其它幾種系統(tǒng)均要求系統(tǒng)內(nèi)部的生物來自自然生態(tài)系統(tǒng)。ASTM所提出的水生態(tài)模擬體系類似與OCSPP的標(biāo)準(zhǔn)化微宇宙基本相同，但在試驗(yàn)有效性標(biāo)準(zhǔn)和結(jié)果分析方面指導(dǎo)更加明確。與美國OCSPP相關(guān)導(dǎo)則相比，OECD的指南主要針對戶外較大型的模擬系統(tǒng)，側(cè)重于原理講述和操作建議，沒有具體的程序規(guī)定。表1從基質(zhì)、生物組成、馴化、試驗(yàn)設(shè)計(jì)、毒性終點(diǎn)、有效性標(biāo)準(zhǔn)和結(jié)論幾個(gè)方面比較了不同室內(nèi)水生態(tài)模擬系統(tǒng)的測試技術(shù)。

表1 不同室內(nèi)水生態(tài)模擬系統(tǒng)的測試技術(shù)對比Table 1 Comparisons of test techniques in different kinds of indoor aquatic model ecosystems

續(xù)表1

馴化與維持AcclimationandmaintainOS.和AM:馴化7d,根據(jù)pH、藻和溞密度篩除離群組;染毒后每周補(bǔ)充大型生物進(jìn)行物種強(qiáng)化ONDM:馴化6周,接種3周內(nèi)每周混合雜交2次;染毒后每周補(bǔ)充生物ONDP:馴化4周,染毒后未補(bǔ)充生物OSS:馴化0天,染毒后未補(bǔ)充生物OM:指示種年齡和性別結(jié)構(gòu)與被模擬系統(tǒng)一致時(shí)訓(xùn)化結(jié)束,染毒后未補(bǔ)充生物SM:聯(lián)通馴化2個(gè)月,染毒后未補(bǔ)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(yàn)設(shè)計(jì)ExperimentaldesignOS.,AM.,ONDM和ONDPM:至少4個(gè)濃度,每濃度6個(gè)平行,單次或周期性染毒OSS:至少4個(gè)濃度,每濃度5個(gè)平行,單次或周期性染毒OM:3～5個(gè)濃度,至少2個(gè)平行,單次或周期性染毒SM:3～5個(gè)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(diǎn)ToxicendpointOS.和AM:生物豐度、理化參數(shù)(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(shù)(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(shù)(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(shù)(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(biāo)準(zhǔn)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(nèi)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(jié)果表示ResultsOS:NOEC,EC50;試驗(yàn)周期≥42dAM:定性外推可能受影響的生物類別、水質(zhì)和種群結(jié)構(gòu)變化;試驗(yàn)周期≥63dONDM和ONDP:NOEC,EC50,BCF;試驗(yàn)周期≥42dOSS:質(zhì)量平衡方程;NOEC,EC50,BCF;試驗(yàn)周期≥30dOM:NOEC,多樣性或相似性指數(shù);試驗(yàn)周期視情況而定SM:NOEC;試驗(yàn)周期2個(gè)月～3個(gè)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(shù)；AM, OM, SM.分別代表ASTM, OECD和荷蘭Sinderhoeve研究中心的水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試技術(shù)。

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(tài)模擬系統(tǒng)測試數(shù)據(jù)的外推方法

水生態(tài)模擬系統(tǒng)危害測試雖比單一物種毒性測試更符合生態(tài)系統(tǒng)的自然特征，但兩者均是在特定的環(huán)境條件下開展，與化學(xué)品的自然暴露過程仍存在一定差異。因此在考慮足夠評價(jià)因素的基礎(chǔ)上，對獲取的危害測試數(shù)據(jù)進(jìn)行合理外推、得到預(yù)測無效應(yīng)濃度(PNEC)是對全面、合理地開展化學(xué)品危害評估的重要步驟。目前經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(OECD)[4]、聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署(UNEP)、美國[5]、日本等發(fā)達(dá)國家或地區(qū)均在其制定的化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估指南中對生態(tài)危害數(shù)據(jù)外推法進(jìn)行了闡述[6]，主要包括評估因子外推法和統(tǒng)計(jì)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(shí)驗(yàn)室數(shù)據(jù)向野外環(huán)境的外推，對多物種水生態(tài)模擬系統(tǒng)的測試數(shù)據(jù)的外推法普遍未明確，或提示“根據(jù)實(shí)際情況而定”。僅ECETOC將水生態(tài)模擬系統(tǒng)的測試數(shù)據(jù)的評估因子明確定為“1”，即水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試獲取的危害數(shù)據(jù)(如NOEC)可直接用作PNEC。盡管大多數(shù)國家或地區(qū)未明確水生態(tài)模擬系統(tǒng)的測試數(shù)據(jù)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(rèn)定水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試獲取的危害數(shù)據(jù)具有較小的不確定性、比單一物種危害數(shù)據(jù)更接近PNEC。

在科學(xué)研究中，利用水生態(tài)模擬系統(tǒng)進(jìn)行化學(xué)品危害評估的文獻(xiàn)報(bào)道主要采用評估因子法和物種敏感度分布法(SSD，species sensitivity distribution)實(shí)現(xiàn)由水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試結(jié)果LOEC(種群最低顯著效應(yīng)濃度)或NOEC(種群最高無顯著效應(yīng)濃度)到PNEC的外推。其中評估因子法根據(jù)不確定度大小人為設(shè)定評估因子AF，然后根據(jù)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(rèn)為需要采用評估因子10去除水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試結(jié)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(rèn)為評估因子須根據(jù)試驗(yàn)測試結(jié)果做不同的選擇：當(dāng)LOEC濃度組中的測試指標(biāo)(如物種豐度或豐富度)與空白對照組差異性≥50%時(shí)，NOEC=LOEC/評估因子10且PNEC=NOEC/評估因子1；當(dāng)NOEC恰為試驗(yàn)最高濃度時(shí)，PNEC=NOEC/評估因子1。物種敏感度分布法是一種基于概率統(tǒng)計(jì)的毒性外推方法，該方法認(rèn)為同種生物的不同毒性響應(yīng)終點(diǎn)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(shí)，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(tǒng)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(huán)素混合物對水生態(tài)模擬系統(tǒng)中大型植物99%和95%概率下無顯著危害效應(yīng)的PNEC。結(jié)果表明，SSD外推法不僅能夠科學(xué)地獲取PNEC值，而且根據(jù)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(tǒng)造成危害的概率，為化學(xué)品的生態(tài)危害評估提供更科學(xué)、更全面的指導(dǎo)。

由此可見，評估因子法是一種保守的外推方法，對基礎(chǔ)數(shù)據(jù)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(xué)假定和統(tǒng)計(jì)理論，對基礎(chǔ)數(shù)據(jù)有較高要求，對生物的多種毒性終點(diǎn)和不同生物的毒性響應(yīng)敏感性均有考慮，相對于評估因子法更切合實(shí)際，適于高層次的危害評估。

3 水生態(tài)模擬系統(tǒng)在化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估中的應(yīng)用

3.1 國內(nèi)外化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估相關(guān)研究中的應(yīng)用

在化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估相關(guān)研究中，水生態(tài)模擬系統(tǒng)主要用于目標(biāo)化學(xué)品的生物效應(yīng)分析和環(huán)境歸趨分析。其中，效應(yīng)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(lián)合暴露作用下的危害評估；歸趨分析即通過模擬化學(xué)品在水、沉積物、生物體等環(huán)境介質(zhì)中分配、遷移、歸趨和轉(zhuǎn)化來確定化學(xué)品在某一種環(huán)境介質(zhì)中的暴露濃度。僅當(dāng)化學(xué)品在某環(huán)境介質(zhì)中的暴露濃度和對該介質(zhì)中棲息生物的毒性效應(yīng)均可獲取時(shí)，化學(xué)品的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估才能在確認(rèn)水平得到有效結(jié)果。

(1)單一化學(xué)物質(zhì)暴露作用下的危害評估

基于生豬自產(chǎn)自銷戶防疫工作中存在的問題，養(yǎng)殖人員應(yīng)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(yīng)的解決對策，以保證生豬自產(chǎn)自銷的順利進(jìn)行，全面提升基層民眾的經(jīng)濟(jì)水平。

水生態(tài)模擬系統(tǒng)作為高層次危害評估工具，其測試結(jié)果與單一物種測試結(jié)果的相關(guān)性和差異性是單一化學(xué)物質(zhì)水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試研究的焦點(diǎn)。這些研究涉及農(nóng)藥、獸藥、重金屬以及內(nèi)分泌干擾物等對象，包括淡水和海水兩種介質(zhì)。Wijngaarden等[13]分別利用水生態(tài)模擬系統(tǒng)和單一物種(大型無脊椎動(dòng)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(dòng)物單一物種急性毒性數(shù)據(jù)結(jié)果(50%效應(yīng)濃度EC50或10%效應(yīng)濃度EC10)利用物種敏感度分布曲線(SSD)模型外推對生態(tài)系統(tǒng)中95%物種無顯著危害作用濃度HC5，同時(shí)根據(jù)水生態(tài)模擬系統(tǒng)生物豐度值計(jì)算出群落無顯著效應(yīng)濃度NOEC。兩者對比結(jié)果表明：基于EC10和EC50的HC5值95%置信區(qū)間下限均低于模擬系統(tǒng)群落NOEC，而基于EC50的HC5值比模擬系統(tǒng)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(tài)模擬系統(tǒng)測試得到的50%急性效應(yīng)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(tài)模擬系統(tǒng)中開展的除草劑西馬津?qū)Τ了参?、挺水植物和浮游藻類的效?yīng)表明：西馬津?qū)δM系統(tǒng)的84 d無觀測生態(tài)負(fù)效應(yīng)濃度(NOEC)為0.05 mg·L-1，這一濃度遠(yuǎn)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(gòu)建的原位水生態(tài)模擬系統(tǒng)評估了1、10 和 100 μg·L-1的苯達(dá)松和二甲酚草胺對浮游植物的慢性(13 d)毒性效應(yīng)，結(jié)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(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化，這一閾值與苯達(dá)松和二甲酚草胺實(shí)驗(yàn)室單一海水藻類毒性測試閾值存在差異(苯達(dá)松NOEC為1.13～2.25 mg·L-1[17])。Schramm等[18]在230 L水生態(tài)模擬系統(tǒng)中測試了炔雌醇6周暴露危害和12周恢復(fù)試驗(yàn)，結(jié)果顯示暴露期內(nèi)7～220 ng·L-1濃度組枝角類和橈足類動(dòng)物豐度均顯著下降，經(jīng)過12周恢復(fù)期220 ng·L-1濃度組仍無法恢復(fù)。這一濃度遠(yuǎn)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(gòu)成的室內(nèi)水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試，得到鎘對大型溞21 d暴露期內(nèi)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(tài)模擬系統(tǒng)與單一物種測試結(jié)果，De Laender等[23]通過總結(jié)USEPA ECOTOX數(shù)據(jù)庫中的49組數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn)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(jié)果是由同一個(gè)研究小組同時(shí)得出的。

鑒于水生態(tài)模擬系統(tǒng)與單一物種測試結(jié)果的差異性，以水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試結(jié)果為參照、考察利用單一物種測試結(jié)果外推PNEC的初級危害評估結(jié)果是否能夠充分地保護(hù)生態(tài)環(huán)境的論題也得到了較多研究。根據(jù)Wijngaarden等[24]對1980-2001年期間公開發(fā)布的膽堿酯酶抑制劑類和擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對水生態(tài)模擬系統(tǒng)和單一敏感物種毒性測試結(jié)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(nóng)藥對水生態(tài)模擬系統(tǒng)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(nóng)藥對水生態(tài)模擬系統(tǒng)的NOEC為其對單一敏感物種EC50的1%～50%左右。因此該研究認(rèn)為歐盟化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估導(dǎo)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(tài)危害閾值PNEC可以對水生態(tài)系統(tǒng)起到保護(hù)作用。Versteeg等[25]比較了11種不同類別污染物(包括重金屬、農(nóng)藥、表面活性劑和常見的有機(jī)及無機(jī)物質(zhì))的單一物種毒性數(shù)據(jù)和水生態(tài)模擬系統(tǒng)數(shù)據(jù)，同樣證實(shí)由單物種外推法得到的PNEC值可以保護(hù)整個(gè)模擬系統(tǒng)。

此外，水生態(tài)模擬系統(tǒng)的規(guī)模、測試環(huán)境條件等相關(guān)因素對測試結(jié)果的影響也已經(jīng)被關(guān)注和研究。Wijngaarden等[3]在一系列小型和中型的模擬生態(tài)系統(tǒng)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(jié)果表明：在長期暴露下，不同季節(jié)條件、不同體積、室內(nèi)和野外的模擬系統(tǒng)推導(dǎo)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(shí)，種群的恢復(fù)時(shí)間和響應(yīng)情況會隨實(shí)驗(yàn)條件不同而變化。

(2)多種化學(xué)物質(zhì)聯(lián)合暴露作用下的危害評估

水生態(tài)模擬系統(tǒng)作為一種從環(huán)境受體和暴露脅迫因子兩方面更加接近真實(shí)環(huán)境狀況的毒性測試模型，利用水生態(tài)模擬系統(tǒng)開展化學(xué)物質(zhì)聯(lián)合暴露研究的主要目的是確認(rèn)多種化學(xué)物質(zhì)對生態(tài)系統(tǒng)的聯(lián)合危害效應(yīng)和環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。Wijngaarden等[26]在單一物種急性毒性試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，在0.6 m3室內(nèi)淡水生態(tài)模擬系統(tǒng)中開展了氟啶胺、黃草靈、苯嗪草酮、高效氯氟氰菊酯4種農(nóng)藥的13周聯(lián)合毒性研究。結(jié)果表明0.5%暴露水平(實(shí)際施藥量的0.5%)的大型無脊椎動(dòng)物、昆蟲和群落代謝率均呈現(xiàn)不同程度的短期效應(yīng)，數(shù)量有所下降；2%和5%暴露水平的大型無脊椎動(dòng)物、大型植物或微型甲殼類、輪蟲、植物群落出現(xiàn)長期顯著作用。Van den Brink等[27]在室內(nèi)水生態(tài)模擬系統(tǒng)中研究了除草劑莠去津和殺蟲劑林丹聯(lián)合暴露作用對藻類和無脊椎動(dòng)物的28 d慢性毒性以及7周后的恢復(fù)情況。結(jié)果顯示大型無脊椎動(dòng)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(yán)重的影響。Richards等[28]在12 m3的野外水生態(tài)模擬系統(tǒng)中開展了為期35 d的布洛芬、氟西汀和環(huán)丙沙星3種藥物的復(fù)合暴露研究，結(jié)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(dòng)物的多樣性均降低，中、高等暴露濃度分別在35 d和4 d內(nèi)引起了魚類的死亡。Laird等[29]利用12 000 L野外水生態(tài)模擬系統(tǒng)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(tài)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(shí)歐美化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估導(dǎo)則目前針對單一物種毒性測試數(shù)據(jù)所設(shè)置的評估因子可以在上述多種化學(xué)物質(zhì)聯(lián)合暴露作用下保護(hù)整個(gè)系統(tǒng)的生物。該結(jié)論對化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估方法在實(shí)際暴露條件下的有效性驗(yàn)證和應(yīng)用范圍的拓展具有重要的支撐作用。

(3)目標(biāo)化學(xué)物質(zhì)的環(huán)境歸趨分析

3.2 國內(nèi)外化學(xué)品環(huán)境管理中的應(yīng)用

歐美等發(fā)達(dá)國家或地區(qū)均將生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估作為化學(xué)品環(huán)境管理的重要工具，且化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)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(fēng)險(xiǎn)評估，如果初級評估顯示可能存在風(fēng)險(xiǎn)，須進(jìn)入更高級別的評估。初級風(fēng)險(xiǎn)評估以單一生物標(biāo)準(zhǔn)實(shí)驗(yàn)室測試毒性數(shù)據(jù)為依據(jù)，水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試則是高級別風(fēng)險(xiǎn)評估中確認(rèn)化學(xué)品毒性終點(diǎn)的主要技術(shù)之一。為此，OECD和美國EPA也分別制定了標(biāo)準(zhǔn)化的水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試技術(shù)導(dǎo)則[4-5]，為化學(xué)品高級別風(fēng)險(xiǎn)評估提供規(guī)范、有效的危害評估結(jié)果。

我國的“危險(xiǎn)化學(xué)品安全管理?xiàng)l例”(國務(wù)院令第591號)和“新化學(xué)物質(zhì)環(huán)境管理辦法”(環(huán)保部令第7號)雖明確了以生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估作為危險(xiǎn)化學(xué)品和新化學(xué)物質(zhì)環(huán)境管理的重要工具，但化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估目前仍缺少具體的實(shí)施細(xì)則。根據(jù)“新化學(xué)物質(zhì)申報(bào)登記指南”和“新化學(xué)物質(zhì)危害性鑒定導(dǎo)則”(征求意見稿)，我國目前對新化學(xué)物質(zhì)的危害評估僅以單一物種毒性試驗(yàn)測試數(shù)據(jù)為依據(jù)，尚未將水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試數(shù)據(jù)納入評估依據(jù)之中。這一方面是由于我國化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)研究起步較晚，對水生態(tài)模擬系統(tǒng)的研究很少，未能建立相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)化測試導(dǎo)則；另一方面因?yàn)槲覈鴮蛹夛L(fēng)險(xiǎn)評估模式尚未全面構(gòu)建起來，選擇測試周期短、成本低的單一物種毒性試驗(yàn)作為危害評估依據(jù)才能有效應(yīng)對大量的新化學(xué)物質(zhì)和危險(xiǎn)化學(xué)品環(huán)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(shù)據(jù)的化學(xué)品危害評估方法也可以保護(hù)水生態(tài)系統(tǒng)的安全，但是水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試數(shù)據(jù)可以反映化學(xué)品暴露下的生態(tài)功能及種間關(guān)系的變化，而且以此為基礎(chǔ)的生態(tài)危害評估也更接近實(shí)際、可以降低單一物種毒性測試數(shù)據(jù)的不確定性。因此水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試技術(shù)是單一物種毒性測試技術(shù)的有效補(bǔ)充和驗(yàn)證。

我國是化學(xué)品生產(chǎn)、使用大國，參照“新化學(xué)物質(zhì)環(huán)境管理辦法”初步識別的“危險(xiǎn)類”、“重點(diǎn)環(huán)境管理危險(xiǎn)類”新化學(xué)物質(zhì)以及參照“危險(xiǎn)化學(xué)品安全管理?xiàng)l例”篩選出的“重點(diǎn)環(huán)境管理的危險(xiǎn)化學(xué)品”數(shù)量將不斷增加。為了進(jìn)一步確認(rèn)這些初步判定有風(fēng)險(xiǎn)的化學(xué)品的環(huán)境危害性，降低基于單一物種毒性數(shù)據(jù)的初級危害評估的不確定性，發(fā)展水生態(tài)模擬系統(tǒng)將是必然趨勢和必要工具。對比歐美等發(fā)達(dá)國家或地區(qū)對于水生態(tài)模擬系統(tǒng)的研究和在化學(xué)品生態(tài)危害評估中的應(yīng)用，我國在本領(lǐng)域的理論研究及應(yīng)用研究存在以下問題：

(1)水生態(tài)模擬系統(tǒng)的理論、技術(shù)研究較少、水平較低。我國對水生態(tài)模擬系統(tǒng)的研究很少，現(xiàn)有的、為數(shù)不多的研究所構(gòu)建的水生態(tài)模擬系統(tǒng)營養(yǎng)級別少、種間關(guān)系簡單，生物效應(yīng)、功能效應(yīng)測試終點(diǎn)缺少系統(tǒng)、深入分析，測試結(jié)果不能全面反映化學(xué)品暴露作用引起的系統(tǒng)組分和功能的變化。

(2)水生態(tài)模擬系統(tǒng)在化學(xué)品生態(tài)危害評估中的應(yīng)用很少，缺少化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估的數(shù)據(jù)認(rèn)可和政策支撐。目前，水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試技術(shù)在歐美等發(fā)達(dá)國家或地區(qū)已經(jīng)比較成熟和標(biāo)準(zhǔn)化，相應(yīng)的測試數(shù)據(jù)也作為化學(xué)品高級別生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估的重要依據(jù)。我國目前尚未系統(tǒng)構(gòu)建層級化的化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估框架，缺少標(biāo)準(zhǔn)化水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試導(dǎo)則或標(biāo)準(zhǔn)，因此現(xiàn)有的化學(xué)品危害評估并未將水生態(tài)模擬系統(tǒng)危害測試數(shù)據(jù)作為考察依據(jù)。

基于上述存在的問題，在借鑒發(fā)達(dá)國家技術(shù)經(jīng)驗(yàn)并參照我國化學(xué)品環(huán)境管理實(shí)際情況的基礎(chǔ)上，本研究對發(fā)展水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試技術(shù)、豐富和完善化學(xué)品環(huán)境危害評估方法提出以下建議：

(1)在技術(shù)研究層面，推進(jìn)生物分類學(xué)與生態(tài)毒理學(xué)的結(jié)合，構(gòu)建基于本土生物和環(huán)境特性的多營養(yǎng)級水生態(tài)模擬系統(tǒng)，發(fā)展多層次生物快速識別、分類和統(tǒng)計(jì)技術(shù)，深入研究多營養(yǎng)級生物效應(yīng)、生態(tài)系統(tǒng)能量代謝等功能性效應(yīng)終點(diǎn)的標(biāo)志，開發(fā)系統(tǒng)多變量綜合分析技術(shù)，推進(jìn)水生態(tài)模擬系統(tǒng)的標(biāo)準(zhǔn)化。

(2)開展基于單一物種和水生態(tài)模擬系統(tǒng)毒性測試的化學(xué)品生態(tài)危害比對研究，探索水生態(tài)模擬系統(tǒng)測試數(shù)據(jù)外推技術(shù)，為水生態(tài)模擬系統(tǒng)應(yīng)用于化學(xué)品生態(tài)危害評估提供數(shù)據(jù)和理論支持。

(3)及早構(gòu)建層級化的化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估框架，明確化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)細(xì)則，為水生態(tài)模擬系統(tǒng)作為高級別危害評估工具應(yīng)用于化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估提供政策支持。

[1] 姚薇, 王一喆. 化學(xué)品風(fēng)險(xiǎn)評估制度建設(shè)進(jìn)展和建議[J]. 環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào), 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(xué)物質(zhì)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)數(shù)據(jù)外推技術(shù)探討[J]. 環(huán)境科學(xué)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

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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(shù)研究發(fā)展計(jì)劃(863計(jì)劃)(No. 2013AA06A308)；“PBT/PvB分類技術(shù)體系及智能篩選平臺開發(fā)”(科研院所技術(shù)開發(fā)研究專項(xiàng))

王蕾(1983-)，女，碩士，助理研究員，研究方向?yàn)榛瘜W(xué)品生態(tài)毒理學(xué)，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(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估、環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)評估研究工作。

王蕾，劉建梅，劉濟(jì)寧, 等. 水生態(tài)模擬系統(tǒng)及其在化學(xué)品生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估中的應(yīng)用[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，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)