基于物種敏感性分布的保護(hù)海水水生生物的石油烴急性毒性基準(zhǔn)研究

穆景利，靳非，王菊英，王瑩，叢藝

國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心 國家海洋局近岸海域生態(tài)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，大連 116023

基于物種敏感性分布的保護(hù)海水水生生物的石油烴急性毒性基準(zhǔn)研究

穆景利，靳非，王菊英*，王瑩，叢藝

國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心 國家海洋局近岸海域生態(tài)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，大連 116023

溢油污染對水生生物的危害以及分散劑使用對原油毒性的影響一直是溢油應(yīng)急響應(yīng)及危害評估時關(guān)注的焦點(diǎn)。本研究收集篩選了基于標(biāo)準(zhǔn)測試方法的90組急性毒性數(shù)據(jù)(LC50/EC50)，其中37組毒性數(shù)據(jù)來自15種油品的水容納組分(water accommodated fraction, WAF)，53組來自11種化學(xué)分散劑與15種油品的分散液(chemically dispersed water accommodated fraction, CEWAF)，應(yīng)用物種敏感性分布(species sensitivity distribution, SSD)方法推導(dǎo)了基于水生生物保護(hù)的石油烴總量(total petroleum hydrocarbon, TPH)的急性毒性基準(zhǔn)值，同時還分析了分散劑和不同暴露方式對原油毒性的影響。結(jié)果顯示，以名義濃度(nominal concentrations)所表示的毒性結(jié)果可能高估分散劑對原油毒性的影響，基于CEWAF和WAF的LC50/EC50所推導(dǎo)的有害濃度(HC5s)差異較小，計算出的保護(hù)水生生物TPH急性毒性基準(zhǔn)值為0.38 mg·L-1(TPH)；魚類對原油污染的響應(yīng)明顯敏感于甲殼類；同時證明了SSD方法在溢油毒性評估及風(fēng)險閾值推導(dǎo)中具有可行性和合理性。

石油烴；海洋溢油；分散劑；海水水生生物；急性毒性；環(huán)境基準(zhǔn)；物種敏感性分布；原油水容納組分

海洋石油污染是沿海國家面臨的重要環(huán)境污染問題之一，其風(fēng)險評價體系也一直是科學(xué)家關(guān)注的主要議題。無論是災(zāi)害性的溢油事故還是慢性滲漏，所引發(fā)的污染均會對海洋環(huán)境造成嚴(yán)重的影響[1]。為了減少浮油進(jìn)入沿岸地區(qū)和降低對野生生物的影響，噴灑大量的分散劑被認(rèn)為是種能快速清理油污的有效方式[2]。分散劑的使用及對原油毒性的影響一直備受爭議，其焦點(diǎn)在于：使用分散劑可能對海洋生物產(chǎn)生更強(qiáng)毒性，使用不同種分散劑其潛在毒性可能不同，以及分散劑在分散水中原油時釋放的大量化合物所引起二次污染的風(fēng)險大小等[3]。近幾年，隨著海上溢油事故頻發(fā)以及分散劑的大量使用，上述問題更受到前所未有的關(guān)注。多項(xiàng)研究已顯示，分散劑的噴灑可顯著提高水中總石油烴(total petroleum hydrocarbons, TPH)濃度，引起其毒性增強(qiáng)[4-5]。近期研究也發(fā)現(xiàn)，分散劑僅僅提高了TPH的表觀毒性和生物有效性，并未改變其組分的原有毒性[6]。此外，分散劑的類型、使用方式和用量等的差異都可能對TPH的組分、環(huán)境持久性和毒性等產(chǎn)生影響。因此，如何權(quán)衡分散劑使用的環(huán)境凈收益、提出合理的使用策略等問題，是溢油應(yīng)急管理與損害評估過程中關(guān)注的焦點(diǎn)。

溢油事故可使水體中TPH的含量在短期內(nèi)快速升高，尤其在分散劑存在下其濃度遠(yuǎn)超海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的最高限值(0.5 mg·L-1)，但其短期的毒性影響如何、短期毒性閾值大小以及生態(tài)風(fēng)險如何、超過我國海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)最高限值的生態(tài)含義如何？目前都無相關(guān)的數(shù)據(jù)及相應(yīng)的解釋或說明，較為嚴(yán)重地制約了溢油應(yīng)急響應(yīng)過程中危害鑒定和風(fēng)險級別的確定。通常情況下，在溢油危害性評估中，國內(nèi)外都將在實(shí)驗(yàn)室開展大量的基于標(biāo)準(zhǔn)個體生物的毒性測試，其目的旨在獲得污染事故的生態(tài)影響及危害水平。但如何將個體生物的測試結(jié)果外推至生態(tài)系統(tǒng)的影響，形成一個統(tǒng)一的毒性閾值，一直是風(fēng)險評估及溢油危害評估中的難點(diǎn)和亟需解決的焦點(diǎn)。

物種敏感性分布法(species sensitivity distribution, SSD)是將各物種對某一特定化合物的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行數(shù)學(xué)擬合，構(gòu)建物種敏感度分布曲線，由此確定一個可以保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)大多數(shù)生物的有害濃度(HCp)，這個濃度通常以HC5表示，即5%物種受到危害的濃度或保護(hù)95%物種的濃度。該方法是目前生態(tài)風(fēng)險中生態(tài)效應(yīng)閾值(即預(yù)測無效應(yīng)濃度，PNEC)的推導(dǎo)方法，也是多個國家用來確定水環(huán)境基準(zhǔn)的主要方法[7-8]。針對溢油毒性評價，當(dāng)前已積累了大量有關(guān)原油水容納組分(water accommodated fraction, WAF)和化學(xué)分散后的原油水容納組分(chemically dispersed water accommodated fraction, CEWAF)的急性毒性數(shù)據(jù)，但應(yīng)用SSD方法對溢油事故水環(huán)境中TPH有害濃度或基準(zhǔn)濃度的研究卻鮮有報道。本研究基于WAF和CEWAF對不同物種的急性毒性數(shù)據(jù)，應(yīng)用SSD方法探討不同物種對不同油品WAF和CEWF的敏感度分布特征，分析分散劑對WAF毒性的影響，推導(dǎo)出適合我國水環(huán)境特征的TPH保護(hù)水生生物的急性毒性基準(zhǔn)值，以期為海洋溢油危害性評估及我國海水TPH水質(zhì)基準(zhǔn)的確定提供依據(jù)。

1 方法(Methods)

1.1 毒性數(shù)據(jù)來源和篩選

數(shù)據(jù)均來自公開發(fā)表文獻(xiàn)，物種均是我國水環(huán)境中存在的物種和國際推薦的模式測試物種。測試溶液來自燃料油、重質(zhì)原油、中質(zhì)原油、輕質(zhì)原油、風(fēng)化原油等多種油品的WAF和CEWAF。WAF和CEWAF測試溶液，其制備方法必須遵循Anderson等或CROSERF規(guī)定的方法或等同方法[9-10]，毒性值以TPH或等同的總碳?xì)浠衔?total hydrocarbon content, THC)的濃度表示。毒性數(shù)據(jù)篩選標(biāo)準(zhǔn)如表1所示。如一個物種有多個符合要求的數(shù)據(jù)，在剔除異常值(與其他值相差一個數(shù)量級以上的值)之后，采用這些值的幾何均值作為構(gòu)建SSD曲線的最終毒性值[11-12]。

1.2 SSDs和HCs

毒性數(shù)據(jù)(對數(shù)轉(zhuǎn)換)先經(jīng)Shapiro-Wilk和Kolmogorov-Smirnov兩種檢驗(yàn)方法進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)，然后按毒性大小對其進(jìn)行排序，計算每個物種的累積概率。將累積概率和對數(shù)轉(zhuǎn)換毒性值擬合構(gòu)建SSD分布曲線。采用log-normal分布模型對毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合。以累積概率5%對應(yīng)的對數(shù)轉(zhuǎn)換值為有害濃度，即HC5值。依據(jù)HC5計算急性毒性基準(zhǔn)值：

AWQC=HC5急性/AF

式中：AWQC為急性毒性基準(zhǔn)值，AF為評價因子，取值為1～5，與推導(dǎo)HC5的不確定性有關(guān)，該評價因子的選取需要考慮數(shù)據(jù)質(zhì)量、毒性終點(diǎn)、毒性數(shù)據(jù)所包含的物種多樣性和代表性、化學(xué)物質(zhì)的作用模式以及統(tǒng)計方法的不確定性等。目前還沒有一個有效的方法來定量這些不確定性，在大部分研究中多選取評價因子為2[12]。因此，本研究也選取評價因子2進(jìn)行計算總石油烴的急性毒性基準(zhǔn)值。

2 結(jié)果(Results)

2.1 毒性數(shù)據(jù)

經(jīng)篩選共獲得90組毒性數(shù)據(jù)，其中暴露于WAF的為37組，暴露于CEWAF的為53組，涉及的原油品種為15種，化學(xué)分散劑為11種。15種油品中包括重質(zhì)油、中質(zhì)油、輕質(zhì)油、風(fēng)化原油、燃料油和柴油等，涵蓋了國際上常見的各類油品。在90組毒性數(shù)據(jù)中共涉及了22個物種，涵蓋了魚類、甲殼類、輪蟲類、貝類、藻類和棘皮類等6大門類，甲殼類和魚類的數(shù)據(jù)分別為32組和45組，二者約占了全部數(shù)據(jù)的86%，其次分別為輪蟲類、貝類、棘皮類和藻類，分別為3組、6組、2組和2組。

針對測試溶液濃度的分析方法，采用氣相色譜方法獲得TPH或THC的共有57組，采用光譜法的共有33組。氣相色譜法(GC)對TPH的分析為C10～C36的烴類組分濃度、THC為C6～C36的烴類組分濃度，但C6～C9的烴類化合物多為揮發(fā)性有機(jī)物，故在毒性計算仍多以C10～C36計算，故二者的結(jié)果具有等同效力。在光譜法中，所篩選的33組數(shù)據(jù)均來自熒光測試方法(Flu)。篩選確定后的毒性數(shù)據(jù)見表2。

表1 用于構(gòu)建物種敏感性分布(SSD)曲線的毒性數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)

注：WAF，原油水容納組分；CEWAF，化學(xué)分散后的原油水容納組分；TPH，總石油烴；THC，總碳?xì)浠衔铩?/p>

Note: WAF, water accommodated fraction; CEWAF, chemically dispersed water accommodated fraction; TPH, total petroleum hydrocarbons; THC, total hydrocarbon content; LC50/EC50, 50% lethal concentration or 50% effect concentration.

2.2 物種敏感性分布及風(fēng)險閾值

為比較WAF和CEWAF對物種敏感分布的影響及進(jìn)一步評估分散劑添加對WAF毒性的影響，分別對WAF和CEWAF的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行了SSD分布曲線的構(gòu)建。WAF、CEWAF和二者合并后數(shù)據(jù)的正態(tài)分布檢驗(yàn)顯示，3組數(shù)據(jù)均符合正態(tài)檢驗(yàn)，經(jīng)log-normal擬合的結(jié)果如圖1所示。經(jīng)SSD擬合曲線獲得WAF、CEWAF和二者合并后的HC5相差不大，分別為0.87 mg·L-1、0.70 mg·L-1和0.76 mg·L-1?？梢?，分散劑并未顯著影響原油的HC5(表3)。由此，推薦HC5=0.76 mg·L-1作為TPH的有害濃度，即TPH的急性基準(zhǔn)值為0.38 mg·L-1。

甲殼類和魚類約占了總毒性數(shù)據(jù)的86%，故對兩大種類生物的敏感性分析顯示，魚類要敏感于甲殼類，由甲殼類毒性數(shù)據(jù)所推導(dǎo)的HC5約是魚類的2倍(圖2和表3)。

圖1 基于WAF、CEWAF和二者合并急性毒性數(shù)據(jù)的物種敏感性分布Fig. 1 Species sensitivity distributions based on acute toxicity data of WAF, CEWAF,and combined data

不同暴露方式所導(dǎo)致的毒性也可能不同，將流水式和半靜態(tài)暴露方式的毒性數(shù)據(jù)經(jīng)SSD擬合曲線獲得HC5為0.64 mg·L-1，而靜態(tài)方式的毒性數(shù)據(jù)所推導(dǎo)的HC5則為2.42 mg·L-1，二者相差約4倍(圖3和表3)。

圖2 甲殼類和魚類急性毒性數(shù)據(jù)的物種敏感性分布Fig. 2 Comparison of species sensitivity distributions between fish and crustacean acute toxicity data

圖3 不同暴露方式急性毒性數(shù)據(jù)的物種敏感性分布Fig. 3 Comparison of species sensitivity distributions between flow or semi-static and static acute toxicity data

表3 基于不同測試溶液、不同物種和不同暴露方式的HC5

Table 3 Summary of HC5developed by the toxicity data of different exposure solutions, species and exposure regimes

溶液Exposuresolution物種Species暴露方式ExposureregimeHC5/(mg·L-1)WAFCEWAFWAF+CEWAF魚類Fsih甲殼類Crustacean流水式和半靜態(tài)Flowandsemi-static靜態(tài)Static0.870.700.760.420.930.642.42

3 討論(Discussion)

當(dāng)前，針對溢油事故的毒性評估多基于實(shí)驗(yàn)室對標(biāo)準(zhǔn)測試生物的急性毒性測試，測試溶液則通過物理或化學(xué)分散的方式獲得相應(yīng)的原油水容納組分溶液，其中通過物理方式(攪拌)制備的溶液稱為WAF，通過化學(xué)分散方式制備(即添加化學(xué)分散劑)的溶液則稱之為CEWAF。同時，在制備WAF或CEWAF時常用的方法有2種，一種是將不同重量的原油加至水中，并通過物理或化學(xué)的方式獲得不同濃度系列的測試溶液，另一種則是將固定重量的原油加至水中，通過物理或化學(xué)方式獲得測試溶液的儲備液(母液)，然后根據(jù)試驗(yàn)需要，將其稀釋成不同的濃度系列進(jìn)行測試[10]?？梢姡鲜鯳AF和CEWAF的2種制備方法在毒性測試時都存在名義濃度(nominal concentration)或加標(biāo)濃度(spiked concentrations)和測試濃度(measured concentration)的問題。以往研究認(rèn)為：化學(xué)分散后的原油可使水中TPH和多環(huán)芳烴(PAHs)的含量顯著升高，增強(qiáng)其原有毒性。但近期發(fā)現(xiàn)，分散劑添加顯著提高了水體中TPH濃度，在同一名義濃度下(即稀釋倍數(shù)一致)，CEWAF毒性強(qiáng)于WAF，但經(jīng)TPH測試濃度校正后，CEWAF和WAF之間無顯著毒性差異[6]。這表明，分散劑添加可能僅提高了TPH的表觀濃度和生物有效性，但并未改變水中TPH各組分的毒性。為進(jìn)一步探討分散劑對原油毒性影響，本研究將同一油品對同一物種的WAF的LC50/EC50和CEWAF的LC50/EC50進(jìn)行了WAF-CEWAF兩兩比較，其中LC50/EC50都以TPH或THC的測試濃度來表征。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在47對數(shù)據(jù)中，約有53%的WAF的LC50/EC50大于CEWAF的LC50/EC50，即53%的CEWAF毒性強(qiáng)于WAF，相反也有47%的WAF毒性強(qiáng)于CEWAF(圖4)?？梢?，分散劑的添加并不完全是引起原油急性毒性的增強(qiáng)，而是否在慢性毒性方面也有類似結(jié)果，由于該方面數(shù)據(jù)欠缺目前尚無定論，但針對分散劑的市場準(zhǔn)入評估以及使用策略的研究可能是今后重點(diǎn)研究的領(lǐng)域之一。此外，在當(dāng)前國內(nèi)針對溢油或原油毒性測試中，多以名義濃度進(jìn)行表示(即稀釋百分比數(shù))，但該方法可能高估了CEWAF的毒性。實(shí)際溢油事故中，原油多為復(fù)雜的混合物，具有不同的溶解性和揮發(fā)性，名義濃度不能準(zhǔn)確反映出水溶性組分的實(shí)際濃度和毒性信息。因此，建議今后在溢油或原油毒性測試中，毒性結(jié)果須以TPH或THC的測試濃度來表示，名義濃度不應(yīng)作為毒性評估或決策制定的依據(jù)或參考。

圖4 WAF急性毒性值LC50/EC50與CEWAF急性毒性值LC50/EC50的兩兩比較Fig. 4 Comparison of the acute toxicity (LC50/EC50) of WAF and CEWAF

當(dāng)前實(shí)驗(yàn)毒性測試中暴露方式主要有3種，即流水式、半靜態(tài)式(定期更換暴露水體)和靜態(tài)式(暴露期間未換水)。不同方式對毒性測試結(jié)果也會產(chǎn)生不同的影響。本研究發(fā)現(xiàn)，通過流水式和半靜態(tài)方式毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)的HC5為0.64 mg·L-1，而通過靜態(tài)方式獲得的為2.42 mg·L-1，約是前者的4倍。這與石油烴類化合物的揮發(fā)性較強(qiáng)有關(guān)，同時也表明，在溢油事故后，如果水上浮油短期內(nèi)迅速清除，隨著水體中石油烴類的揮發(fā)或降解，其急性毒性可能會明顯降低。值得說明的是，雖然流水式和半靜態(tài)方式所推導(dǎo)的有害濃度可更大程度上保護(hù)水生生物，但溢油事發(fā)中，由于事故類型復(fù)雜和油品多種等原則，實(shí)際水體中石油烴類化合物的暴露方式也會不同，如墨西哥灣和渤海蓬萊“19-3”油田的水下溢油，該暴露方式則多為流水式或半靜態(tài)式，而小型船舶溢油，經(jīng)物理和分散劑處理后的暴露方式則多為靜態(tài)方式。鑒于此，本研究將上述3種暴露方式置于一起考慮，并以此推導(dǎo)溢油中總石油烴類的急性基準(zhǔn)。

SSD方法已廣泛應(yīng)用于有毒有害污染物的風(fēng)險評估以及多個國家的環(huán)境基準(zhǔn)研究中，但針對溢油或原油的研究卻非常鮮見，其原因可能與溢油所涉及的油品繁多有多，也可能與有效的毒性數(shù)據(jù)不足有關(guān)?？紤]到所推導(dǎo)閾值的通用性及保護(hù)水生生物的保守性，本研究將不同油品的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行了篩選整合，確定了重質(zhì)油、中質(zhì)油、輕質(zhì)油、燃料油和風(fēng)化原油等15種油品和11種國際上通用的分散劑，對通過物理和化學(xué)方式進(jìn)入水體TPH的HC5進(jìn)行了推導(dǎo)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在有無分散劑影響下，TPH的HC5相差不大，分別為0.76 mg·L-1和0.87 mg·L-1，該結(jié)果也同時再次表明溢油事故中分散劑的噴灑可能并未明顯增強(qiáng)原油已有的毒性。因此，本研究考慮到實(shí)際溢油環(huán)境中WAF和CEWAF共存的情況，推薦將通過二者合并后數(shù)據(jù)推導(dǎo)的HC5作為TPH的急性毒性基準(zhǔn)值，即為0.38 mg·L-1(以TPH或THC的濃度表示)。與我國海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中總石油類的標(biāo)準(zhǔn)限值比較發(fā)現(xiàn)，本研究所推導(dǎo)的總石油烴類急性基準(zhǔn)值高于二類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限值，而基于魚類毒性數(shù)據(jù)所推薦的急性毒性基準(zhǔn)值低于二類標(biāo)準(zhǔn)限值(表4)。這表明，當(dāng)溢油事發(fā)96 h內(nèi)，如果水體中總石油烴的濃度超過0.21 mg·L-1，即可對魚類產(chǎn)生危害，且魚類早期發(fā)育階段或幼體是最先受到影響，若超過0.76 mg·L-1，則可能對該區(qū)域5%的物種產(chǎn)生危害。

表4 總石油烴急性毒性基準(zhǔn)值與我國海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中石油烴類的標(biāo)準(zhǔn)限值(GB3097—1997)

Table 4 Aquatic acute toxicity benchmarks and marine water quality standards for TPH in China (GB3097—1997)

類別Category海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)marinewaterqualitystandard本研究Presentstudy一類ClassI二類ClassII三類ClassIII四類ClassIV急性基準(zhǔn)值A(chǔ)cutecriteriavalue魚類Fish甲殼類Crustacean限值/(mg·L-1)Value/(mg·L-1)0.050.300.500.350.210.46

墨西哥灣深水區(qū)溢油事故、渤海蓬萊“19-3”油田海底泄露事故、大連“7-16”新港爆炸溢油事故等幾起重大海洋污染事件，再次引起了人們對溢油危害及影響的重視，同時也重新認(rèn)識到原油污染對生態(tài)環(huán)境、群落及生態(tài)系統(tǒng)影響的復(fù)雜性，重新審視分散劑的影響及施用策略等問題，并亟需建立一種快速監(jiān)測和評估溢油污染水體毒性的方法或方式?；赟SD推導(dǎo)總石油烴類有害濃度的方法為我們提供了借鑒與參考，本研究所推導(dǎo)的總石油烴類有害濃度和急性毒性基準(zhǔn)值，既考慮了實(shí)際環(huán)境中原油自身污染，也考慮分散劑的影響，同時也探討了不同暴露方式可能帶來的影響?？傮w上，本研究方法具有可行性，所推導(dǎo)的急性毒性基準(zhǔn)值具有借鑒意義。隨著今后有效毒性數(shù)據(jù)的增多以及所涉及的物種、油品的豐富，相信急性基準(zhǔn)值的不確定性勢必下降，同時慢性基準(zhǔn)值也會隨之獲得。

[1] Martínez-Gómez C, Vethaak A D, Hylland K, et al. A guide to toxicity assessment and monitoring effects at lower levels of biological organization following marine oil spills in European waters [J]. ICES Journal of Marine Science: Journal du Conseil, 2010, 67(6): 1105-1118

[2] McIntosh S, King T, Wu D, et al. Toxicity of dispersed weathered crude oil to early life stages of Atlantic herring (Clupea harengus) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2010, 29: 1160-1167

[3] Coelho G, Clark J, Aurand D. Toxicity testing of dispersed oil requires adherence to standardized protocols to assess potential real world effects [J]. Environmental Pollution, 2013, 177: 185-188

[4] Fuller C, Bonner J S. Comparative toxicity of oil, dispersant and dispersed oil to Texas marine species [C]// 2001 International Oil Spill Conference: Global Strategies for Prevention, Preparedness, Response, and Restoration: Tampa Convention Center, Tampa, Florida. Washington DC: American Petroleum Institute, 2001, March 26-29: 1243-1248

[5] Hemmer M J, Barron M G, Greene R M. Comparative toxicity of eight oil dispersants, Louisiana sweet crude oil (LSC), and chemically dispersed LSC to two aquatic test species [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2011, 30: 2244-2252

[6] Schein A, Scott J A, Mos L, et al. Oil dispersion increases the apparent bioavailability and toxicity of diesel to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2009, 28: 595-602

[7] Barron M G, Wharton S R. Survey of methodologies for developing media screening values for ecological risk assessment [J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2005, 1: 320-332

[8] Newman M C, Ownby D R, Mézin L C A, et al. Applying species-sensitivity distributions in ecological risk assessment: Assumptions of distribution type and sufficient numbers of species [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000, 19: 508-515

[9] Anderson J W, Neff J M, Cox B A, et al. Characteristics of dispersions and water-soluble extracts of crude and refined oils and their toxicity to estuarine crustaceans and fish [J]. Marine Biology, 1974, 27: 75-88

[10] Singer M M, Aurand D, Bragin G E, et al. Standardization of the preparation and quantitation of water-accommodated fractions of petroleum for toxicity testing [J]. Marine Pollution Bulletin, 2000, 40: 1007-1016

[11] Wheeler J R, Grist E P M, Leung K M Y, et al. Species sensitivity distributions: Data and model choice [J]. Marine Pollution Bulletin, 2002, 45: 192-202

[12] 張瑞卿, 吳豐昌, 李會仙, 等. 應(yīng)用物種敏感度分布法研究中國無機(jī)汞的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2012, 32(2): 440-449

Zhang R Q, Wu F C, Li H X, et al. Deriving aquatic water quality criteria for inorganic mercury in China by species sensitivity distributions [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(2): 440-449 (in Chinese)

[13] Hook S E, Osborn H L. Comparison of toxicity and transcriptomic profiles in a diatom exposed to oil, dispersants, dispersed oil [J]. Aquatic Toxicology, 2012, 124-125: 139-151

[14] Bellas J, Saco-lvarez L, Nieto, et al. Evaluation of artificially-weathered standard fuel oil toxicity by marine invertebrate embryogenesis bioassays [J]. Chemosphere, 2013, 90: 1103-1108

[15] Rico-Martínez R, Snell T W, Shearer T L. Synergistic toxicity of Macondo crude oil and dispersant Corexit 9500A?to the Brachionus plicatilis species complex (Rotifera) [J]. Environmental Pollution, 2013,173: 5-10

[16] Fuller C, Bonner J, Page C, et al. Comparative toxicity of oil, dispersant, and oil plus dispersant to several marine species [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23: 2941-2949

[17] Ndimele P E, Jenyo-Oni A, Jibuike C C. Comparative toxicity of crude oil, dispersant and crued oil-plus-dispersant to Tilapia guineensis [J]. Research Journal of Environmental Toxicology, 2010, 4: 13-22

[18] Lee K, King T, Robinson B, et al. Toxicity effects of chemically-dispersed crude oil on fish [C]. International Oil Spill Conference Proceedings, March 2011, 2011(1): 163-170

[19] Singer M M, George S, Lee I, et al. Effects of dispersant treatment on the acute aquatic toxicity of petroleum hydrocarbons [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1998, 34: 177-187

[20] Singer M M, Jacobson S, Tjeerdema R S, et al. Acute effects of fresh versus weathered oil to marine organisms: California finding [J]. International Oil Spill Conference Proceedings, 2001: 1263-1268

[21] Shuba P J, Heikamp A J. Toxicity tests on biological sepcies indigenous to the Gulf of Mexico [C]. International Oil Spill Conference Proceedings, February 1989, 1989(1): 309-316

[22] Lee K W, Shim W J, Yim U H, et al. Acute and chronic toxicity study of the water accommodated fraction (WAF), chemically enhanced WAF (CEWAF) of crude oil and dispersant in the rock pool copepod Tigriopus japonicus [J]. Chemosphere, 2013, 92: 1161-1168

◆

Development of Acute Aquatic Toxicity Criteria for Total Petroleum Hydrocarbon in Oil Spill Based on Species Sensitivity Distributions

Mu Jingli, Jin Fei, Wang Juying*, Wang Ying, Cong Yi

Key Laboratory for Coastal Ecological Environment of State Oceanic Administration, National Marine Environmental Monitoring Center, Dalian 116023, China

22 May 2014 accepted 8 August 2014

The impact of oil spill on aquatic organisms and the influence of dispersants on the toxicity of crude oil have been main concerns in emergency response and risk assessment of oil spill. In this study, a total of 90 toxicity data obtained using standard test methods were selected and applied in the derivation of acute toxicity benchmark of total petroleum hydrocarbon for aquatic organism protection and hazard concentrations (HCs) through species sensitivity distribution (SSD) method. The 90 toxicity data contain 37 sets of data from water accommodated fraction of oil (WAF) and 53 sets of data from chemically dispersed water accommodated fraction of oil (CEWAF) including 15 oils and 11 dispersants in 22 species. Fifth percentile hazard concentrations (HC5s) were calculated from the SSDs and used to assess the effects on water column biota by chemically treated oil spills and the impacts of exposure test conditions (flow, semi-static, and static) on the development of toxicity benchmarks. Results expressed by nominal concentrations possibly overestimate the toxicity of CEWAF compared with that of WAF, while there was only small difference in the HC5s derived based on WAF and CEWAF. The derived aquatic toxicity criteria value by SSD for a short exposure was 0.38 mg L-1(TPH). Fish is more sensitive to oil than crustacean. Application of SSDs appears to be a feasible and reasonable approach to develop oil toxicity criteria and assess risks of oil spill.

petroleum hydrocarbon; marine oil spill; dispersants; marine organisms; acute toxicity; environmental criteria; species sensitivity distribution; water accommodated fraction of crude oil

國家自然科學(xué)基金(41106089)；海洋公益性科研專項(xiàng)(201305002；201205012);國家海洋局北海分局渤海溢油項(xiàng)目(SDFZQ20141124-036);遼寧省海洋與漁業(yè)科研項(xiàng)目(201416)

穆景利(1979-)，博士，副研究員，研究方向?yàn)槲廴疚锏暮Ｑ蟓h(huán)境效應(yīng)及風(fēng)險評估、海洋生態(tài)毒理學(xué)，E-mail: jlmu@nmemc.org.cn；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: jywang@nmemc.org.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140522001

2014-05-22 錄用日期：2014-08-08

1673-5897(2015)1-169-13

X171.5

A

王菊英(1967—)，女，海洋化學(xué)，博士，研究員，研究方向?yàn)楹Ｑ蟓h(huán)境化學(xué)，重點(diǎn)關(guān)注海洋環(huán)境中污染物的環(huán)境效應(yīng)及環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)、海洋環(huán)境質(zhì)量監(jiān)測與評價方法學(xué)研究。

穆景利, 靳非, 王菊英, 等. 基于物種敏感性分布的保護(hù)海水水生生物的石油烴急性毒性基準(zhǔn)研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2015, 10(1): 169-181

Mu J L, Jin F, Wang J Y, et al. Development of acute aquatic toxicity criteria for total petroleum hydrocarbon in oil spill based on species sensitivity distributions [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 169-181 (in Chinese)