基于物種敏感性分布法的毒死蜱對稻田生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

肖鵬飛，林曉雅，劉毅華,3,*，趙穎，沈堅(jiān)，徐吉洋，耿翠敏，朱國念

1. 浙江大學(xué)農(nóng)藥與環(huán)境毒理研究所，杭州 3100292. 浙江農(nóng)林大學(xué)暨陽學(xué)院，諸暨 3118003. 中國林科院亞熱帶林業(yè)研究所，富陽 311400

基于物種敏感性分布法的毒死蜱對稻田生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

肖鵬飛1，林曉雅2，劉毅華1,3,*，趙穎1，沈堅(jiān)1，徐吉洋1，耿翠敏1，朱國念1

1. 浙江大學(xué)農(nóng)藥與環(huán)境毒理研究所，杭州 3100292. 浙江農(nóng)林大學(xué)暨陽學(xué)院，諸暨 3118003. 中國林科院亞熱帶林業(yè)研究所，富陽 311400

生物敏感性分布法(Species Sensitivity Distributions, SSD)是一種基于單物種測試和概率統(tǒng)計(jì)學(xué)的、較高級的外推風(fēng)險(xiǎn)評估方法。該方法在國內(nèi)外均被廣泛應(yīng)用于各種污染物風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)中。本文選取了采用logistic和normal這2種SSD分布模型，分析了國內(nèi)外毒死蜱對3組水生生物組合的毒性數(shù)據(jù)；并且獲得各自SSD的HCx值。3組毒性數(shù)據(jù)分別為：浙江稻田水生生物組，長三角地區(qū)水生生物組和美國水生生物組。浙江稻田水生物SSD分布的HC5為：0.32 μg·L-1(logistic模型)和0.35 μg·L-1(normal模型)；HC10為1.50 μg·L-1(logistic模型)和1.26 μg·L-1(normal模型)；HC20為8.13 μg·L-1(logistic模型)和5.96 μg·L-1(normal模型)；HC50為145.44 μg·L-1(logistic模型)和115.74 μg·L-1(normal模型)。據(jù)此判斷水稻種植季節(jié)，稻田水域毒死蜱對食蚊魚、鳑鲏、澤蛙蝌蚪、輪蟲、常見腹足類和雙殼類軟體動(dòng)物以及絕大多數(shù)藻類等的風(fēng)險(xiǎn)較小。利用冗余分析研究了生物物種數(shù)量、物種組成結(jié)構(gòu)和擬合模型對HCx影響。結(jié)果表明：物種組成結(jié)構(gòu)對HCx有較為明顯的影響。具體表現(xiàn)為對毒死蜱較為敏感物種數(shù)量與HCx存在明顯的負(fù)相關(guān)性；對毒死蜱不敏感的物種則與HCx呈現(xiàn)正相關(guān)性。

毒死蜱；稻田濕地水生生物；物種敏感性分布曲線(SSD)；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

Received14 January 2017accepted2 March 2017

Abstract: The species sensitivity distribution (SSD) has served as a key method for higher-tier ecological effect assessment. In this study, the SSDs of chlorpyrifos toxicity for three aquatic organism datasets were analyzed. The three datasets were Zhejiang paddy aquatic organisms (Zhejiang paddy dataset), Yangtze Delta aquatic organisms (Yangtze dataset) and American aquatic organisms (American dataset). In all cases, the logistic distribution and normal distribution were adopted. Based on each SSD, the hazardous concentration for 5%-50% species (HC5-HC50) of datasets were calculated to assess the chlorpyrifos ecological risk for aquatic ecosystems. The HC5-HC50values of Zhejiang dataset were: 0.32 μg·L-1(HC5, logistic distribution model) and 0.35 μg·L-1(HC5, normal distribution model); 1.50 μg·L-1(HC10, logistic distribution model) and 1.26 μg·L-1(HC10, normal distribution model); 8.13 μg·L-1(HC20, logistic distribution model) and 5.96 μg·L-1(HC20, normal distribution model); 145.44 μg·L-1(HC50, logistic distribution model) and 115.74 μg·L-1(HC50, normal distribution model). Survey data showed that the maximum chlorpyrifos concentration in waters close to local rice paddies were 3.1-5.5 μg·L-1during rice cultivating season. On these evidences, there is a little risk of the chlorpyrifos to rotifers, most fish, tadpoles, mollusks and most algae species. As redundancy analysis results showed that the species composition has more influence on HCx. An obvious negative correlation exists between sensitive species number and HCx, and a positive correlation exists between non-sensitive species number and HCx.Keywords: chlopyrifos; paddy wetland aquatic organism; species sensitivity distribution; ecological risk assessment

我國是農(nóng)業(yè)病蟲草發(fā)生危害嚴(yán)重的國家，農(nóng)藥是必不可少的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料，在保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全、農(nóng)產(chǎn)品有效供應(yīng)中具有不可替代的作用。特別是對于我國產(chǎn)量最大的糧食作物——水稻尤為如是。然而，農(nóng)藥作為一類有毒化學(xué)物質(zhì)，在提高農(nóng)作物產(chǎn)量的同時(shí)若使用不當(dāng)易造成環(huán)境污染和生態(tài)破壞，對生物多樣性構(gòu)成威脅。據(jù)國家統(tǒng)計(jì)局?jǐn)?shù)據(jù)，2012年我國農(nóng)藥使用量達(dá)到180多萬噸，而利用率僅為30%左右。由于水稻的耕作特點(diǎn)，農(nóng)藥極易通過排灌水進(jìn)入附近水域，造成農(nóng)業(yè)面源污染。在我國南方稻區(qū)，水網(wǎng)密布，溝渠、池塘交錯(cuò)，穩(wěn)定的稻田-池塘生態(tài)系統(tǒng)兼具農(nóng)業(yè)灌溉和水產(chǎn)養(yǎng)殖功能。一旦出現(xiàn)農(nóng)藥污染極易破壞該系統(tǒng)的生態(tài)平衡，導(dǎo)致系統(tǒng)功能喪失，造成生態(tài)效益和經(jīng)濟(jì)效益雙重?fù)p失，并且可能對居民健康造成不利影響。因此，加強(qiáng)稻田農(nóng)藥生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評估對農(nóng)藥科學(xué)使用和農(nóng)業(yè)面源污染治理頗有裨益。

物種敏感性分布法(Species Sensitivity Distributions, SSD)是一種基于單物種測試和概率統(tǒng)計(jì)學(xué)的、較高級的(higher tiers)外推風(fēng)險(xiǎn)評估方法。該方法在國內(nèi)外均被廣泛應(yīng)用于針對諸如重金屬[1-3]、農(nóng)藥[4-8]以及工業(yè)污染物[9-11]等的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)中。同時(shí)該方法也被應(yīng)用于瀕危物種保護(hù)[12]和水資源保護(hù)[13]方面。毒死蜱是在水稻上廣泛使用的一種廣譜殺蟲劑，已經(jīng)有一些采用SSD法進(jìn)行毒死蜱對特定生物組合的毒性作用的研究。Rubach等[14]研究了毒死蜱對水生節(jié)肢動(dòng)物類群的毒性敏感性分布情況。趙穎等[15]研究毒死蜱對12種魚類的毒性敏感性分布情況。耿翠敏[16]研究了毒死蜱對多種藻類的毒性敏感性分布。這些研究注重毒死蜱對于一類生物的毒性影響，并沒有充分考慮毒死蜱對生態(tài)系統(tǒng)中的其他物種的影響。僅王香蘭等[4]報(bào)道了毒死蜱對長三角流域不同類群水生生物的毒性敏感性分布。有關(guān)毒死蜱對稻田生態(tài)系統(tǒng)的SSD研究尚未見相關(guān)報(bào)道。本文著重關(guān)注毒死蜱對稻田生態(tài)系統(tǒng)中不同生物類群毒性分布，選擇了浙江省稻田濕地生態(tài)系統(tǒng)中常見的28種生物(包括藻類、甲殼動(dòng)物、水生昆蟲、底棲軟體動(dòng)物和魚類)，研究了毒死蜱對其毒性敏感性分布情況。并且將之與國內(nèi)外其他類似研究進(jìn)行比較。初步分析了物種數(shù)量、物種組成結(jié)構(gòu)對物種敏感性分布分析結(jié)果的影響。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 毒死蜱在稻田生態(tài)系統(tǒng)水體中分布情況調(diào)查

對浙江省諸暨市麻車閣村(120°16′6″E，29°47′58″N)江南典型稻田水系統(tǒng)(見圖1)中毒死蜱濃度分布進(jìn)行了為期1年的監(jiān)測((2012年1月至12月)。研究了毒死蜱在稻田田塊內(nèi)的排水溝渠(稻田溝渠)、人工硬化的灌溉干渠(人工渠道)、未經(jīng)硬化的灌溉渠道(天然渠道)和魚塘附近溝渠(魚塘邊渠)的殘留分布情況和變化動(dòng)態(tài)[17]。采樣頻率為每月1次。水樣經(jīng)過二氯甲烷萃取前處理后采用氣相色譜法檢測毒死蜱殘留濃度。檢測儀器為Agilent 6890氣相色譜儀(ECD檢測器)。色譜柱為HP-5，φ0.32 mm (id)×30 m，膜厚0.25 μm。檢測條件如下：初始柱溫80℃，保持0.5 min，40 ℃·min-1升溫至230 ℃，保持10 min，5 ℃·min-1升溫至260 ℃，保持10 min。檢測器溫度300 ℃；載氣99.999%氮?dú)?，恒壓模式?5 psi。進(jìn)樣量1 μL，不分流模式。毒死蜱保留時(shí)間為6.1 min。

圖1 稻田溝渠水體農(nóng)藥殘留取樣點(diǎn)分布Fig. 1 Sampling point distribution for detecting pesticide residue in rice paddy channels water

1.2 生物毒性數(shù)據(jù)來源

毒死蜱對水生生物的毒性數(shù)據(jù)共3組：分別為浙江稻田水生生物組(浙江稻田組)、長三角流域水生生物組(長三角組)和美國水生生物組(美國組)。其中浙江稻田組數(shù)據(jù)包括28種水生生物物種，均采集自杭州或諸暨稻田附近水域，屬于浙江省杭嘉湖稻區(qū)稻田系統(tǒng)中常見水生生物(詳見表1)。其中，隆線溞Daphnia carinata、平突船卵溞Scapholeberis mucronata、米蝦Caridina sp.和負(fù)子蝽Kirkaldyia deyrollei的毒性數(shù)據(jù)為初次發(fā)表數(shù)據(jù)；其他24種生物毒性數(shù)據(jù)均為本課題組近年研究成果[15-16,18-22](詳見表1)。長三角組數(shù)據(jù)來自王香蘭等[4]2013年發(fā)表的文獻(xiàn)，其中包括14種物種(詳見表2)。美國組包括17種淡水物種的18組數(shù)據(jù)(詳見表3)，數(shù)據(jù)摘錄自Barron等[23]1995年發(fā)表的《Ecotoxicology of chlorpyrifos》，數(shù)據(jù)選擇的標(biāo)準(zhǔn)為受試物種來自美國，生物發(fā)育情況明確，試驗(yàn)終點(diǎn)明確。

表1 毒死蜱對稻田生態(tài)系統(tǒng)常見水生生物毒性數(shù)據(jù)Table 1 Toxicity data of chlorpyrifos to paddy wetland aquatic species

表2 毒死蜱對長三角流域水生生物毒性數(shù)據(jù)(王香蘭等2013)[4]Table 2 Toxicity data of chlorpyrifos to Yangtze River aquatic species [4]

1.3 急性毒性試驗(yàn)

隆線溞D. carinata、平突船卵溞S. mucronata、米蝦Caridina sp.和負(fù)子蝽K. deyrollei這4種生物急性毒性實(shí)驗(yàn)采用靜水實(shí)驗(yàn)，方法參考徐吉洋等2014方法[22]。隆線溞D. carinata和平突船卵溞S. mucronata在室內(nèi)連續(xù)培養(yǎng)三代后，使用出生24 h以內(nèi)個(gè)體進(jìn)行急性毒性實(shí)驗(yàn)，試驗(yàn)體系為50 mL；米蝦Caridina sp.和負(fù)子蝽K. deyrollei在室內(nèi)馴化培養(yǎng)7 d后進(jìn)行急性毒性實(shí)驗(yàn)，試驗(yàn)體系為5 L。試驗(yàn)終點(diǎn)為48 h急性毒性。毒死蜱原藥(98.2%)由浙江新農(nóng)化工有限公司提供。毒死蜱原藥溶于分析純丙酮制成不同濃度母液，-20 ℃存儲備用。根據(jù)不同試驗(yàn)濃度要求用去離子水稀釋到目標(biāo)濃度。使用氣相色譜法測定各試驗(yàn)濃度的實(shí)際暴露濃度，具體檢測方法如1.1所述。急性毒性試驗(yàn)毒理回歸分析及LC50計(jì)算利用SPSS 22.0完成。LC50數(shù)據(jù)以實(shí)際暴露濃度表示。

1.4 物種敏感性分布曲線擬合

3組數(shù)據(jù)中物種對毒死蜱敏感性分布曲線擬合采用在線工具M(jìn)OSAIC_SSD(網(wǎng)址：http://pbil.univ-lyon1.fr/software/mosaic/ssd/)，算法基于R語言軟件包fitdistrplus完成[24]。擬合模型同時(shí)采用logistic model和normal model。分別計(jì)算基于2種分布模型的HC5, HC10, HC20和HC50(hazardous concentration, HC)，以備后續(xù)分析。

1.5 物種數(shù)量和組成結(jié)構(gòu)對SSD分析結(jié)果影響

毒性數(shù)據(jù)涉及的物種數(shù)量和物種組成情況，以及回歸模型選擇均對SSD擬合以及HCx結(jié)果有影響。采用冗余分析(Redundancy Analysis, RDA)，分析了3組毒性數(shù)據(jù)中物種數(shù)量、物種組成結(jié)構(gòu)以及擬合模型選擇對HCx結(jié)果的影響。其中HCx作為相應(yīng)變量數(shù)據(jù)；擬合模型、總物種數(shù)、藻類物種數(shù)、節(jié)肢動(dòng)物物種數(shù)、軟體動(dòng)物物種數(shù)以及脊椎動(dòng)物物種數(shù)作為解釋變量數(shù)據(jù)。RDA分析采用Canoco 5.0軟件完成[25]。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 毒死蜱在稻田生態(tài)系統(tǒng)水體中分布情況

在我國南方稻區(qū)，水網(wǎng)密布，溝渠、池塘交錯(cuò)。采樣區(qū)域內(nèi)農(nóng)田灌溉用水主要來自于位于稻田西南方向的一個(gè)大池塘(如圖1所示)。池塘通過池塘邊渠聯(lián)通到灌溉渠道。本研究選擇一個(gè)取樣點(diǎn)位于田塊西面的灌溉干渠，該渠道經(jīng)過人工硬化處理，標(biāo)稱為人工渠道。另外一個(gè)取樣點(diǎn)為未經(jīng)過硬化處理的灌溉渠道，稱為天然渠道。稻田渠道處于兩邊稻田之間，與天然渠道連接，是稻田灌溉和排水的渠道。自2012年1月起每月從采樣區(qū)域中的4個(gè)采樣點(diǎn)：稻田溝渠，人工渠道、天然渠道及魚塘邊渠采集水樣，調(diào)查毒死蜱在不同水體中的殘留情況，結(jié)果如圖2所示。稻田溝渠因靠近水稻田，毒死蜱全年均有檢出，最大殘留濃度為5.5 μg·L-1。魚塘邊渠道中毒死蜱的檢出率達(dá)到66.7%，最大濃度為4.3 μg·L-1。天然溝渠和人工渠道中毒死蜱的檢出率最低，為33.3%，主要在7至10月水稻栽培期間檢出。最高濃度分別為1.4 μg·L-1和0.3 μg·L-1。

2.2 毒死蜱對水生生物毒性

毒死蜱對隆線溞D. carinata、平突船卵溞S. mucronata、米蝦Caridina sp.和負(fù)子蝽K. deyrollei這4種生物急性毒性結(jié)果(48 h-LC50)從小到大依次為：米蝦Caridina sp. 0.484(0.339～0.614) μg·L-1，隆線溞D. carinata 0.66(0.166～0.88) μg·L-1，平突船卵溞S. mucronata 0.792(0.450～1.004) μg·L-1和負(fù)子蝽K. deyrollei 13.012(7.718～19.066) μg·L-1。參考3組毒性數(shù)據(jù)可見，毒死蜱對于水生節(jié)肢動(dòng)物的毒性較大，這是由毒死蜱的作用機(jī)理導(dǎo)致的。其中毒死蜱對枝角目、端足目、糠蝦以及小型十足目(米蝦)的毒性最強(qiáng)，LC50均低于1.0 μg·L-1。毒死蜱對于劍水蚤、殼介蟲、馬蹄蟹以及一些水生昆蟲(石蠅、石蛾和豆娘稚蟲以及負(fù)子蝽)毒性相對上述生物較弱，LC50在2至13 μg·L-1之間。另外一些水生昆蟲對毒死蜱較不敏感，如花翅搖蚊Chironomus kiiensis(1齡期)(浙江稻田組)的LC50為90.3 μg·L-1，Chironomus decorus(4齡期)(美國組)的LC50則高達(dá)1 470 μg·L-1。毒死蜱對大型甲殼動(dòng)物如長江華溪蟹和中華絨螯蟹(長三角組)的毒性較低，LC50分別為280和330 μg·L-1?？傮w而言，毒死蜱對魚類和蛙類的毒性也較低，LC50多為幾十μg·L-1，最高為美國組的食蚊魚，達(dá)到260 μg·L-1。蛙類幼體對毒死蜱的敏感程度與魚類接近，而成體則較魚類不敏感，LC50為490和780 μg·L-1(長三角組)。底棲軟體動(dòng)物對毒死蜱的耐受性最強(qiáng)，在稻田水生組的腹足類LC50高達(dá)4.3至6.3 mg·L-1，而體型更大的雙殼類的LC50則更是高達(dá)8.7至23 mg·L-1。輪蟲由于缺乏完備的神經(jīng)系統(tǒng)因而受到毒死蜱的毒性作用很小。毒死蜱對藻類的生長抑制作用也很小。

圖2 毒死蜱在稻田渠道水體中濃度年度變化Fig. 2 Annual trend of chlorpyrifos concentration in rice paddy channels water

2.3 物種敏感性分布曲線擬合

利用在線工具M(jìn)OSAIC_SSD完成了3組數(shù)據(jù)的SSD擬合。擬合模型選擇了2種最常用的分布模型：logistic和normal分布模型。浙江稻田組SSD擬合結(jié)果及HCx如圖3-A所示。浙江稻田組logistic模型擬合結(jié)果HCx依次為：HC50.32 μg·L-1，HC101.50 μg·L-1，HC208.13 μg·L-1，HC50145.44 μg·L-1。大部分水生節(jié)肢動(dòng)物處于HC20濃度以下。負(fù)子蝽、花翅搖蚊幼蟲和彈涂魚3種動(dòng)物與輻球藻和并聯(lián)藻2種藻類處于HC20和HC50之間。澤蛙蝌蚪、食蚊魚、鳑鲏、萼花臂尾輪蟲、所有5種軟體動(dòng)物和其他藻類均處于HC50以上。根據(jù)2012年諸暨稻田水域毒死蜱濃度殘留數(shù)據(jù)，在水稻耕作季節(jié)距離稻田較近的水域毒死蜱最大殘留量在3.1至5.5 μg·L-1范圍內(nèi)。在這一濃度范圍內(nèi)，枝角類和殼介類浮游甲殼動(dòng)物和米蝦均會受到強(qiáng)烈的影響。在人工渠和天然渠中，毒死蜱最高濃度為0.3至1.4 μg·L-1范圍內(nèi)。在此范圍內(nèi)枝角類和米蝦會受到強(qiáng)烈的影響?？傊?，根據(jù)logistic模型的SSD預(yù)測，稻田附近水域的毒死蜱濃度對輪蟲、魚類、蛙類蝌蚪、軟體動(dòng)物以及藻類不會造成嚴(yán)重影響。浙江稻田組毒性數(shù)據(jù)根據(jù)normal模型得到的HCx依次為：HC50.35 μg·L-1，HC101.26 μg·L-1，HC205.96 μg·L-1，HC50115.74 μg·L-1。與根據(jù)logistic模型得到的結(jié)果相比除HC5略高外(高出9.3%)，其他均明顯較低(分別降低16%、26.9%和20.4%)。根據(jù)logistic模型得到的HCx，諸暨稻田水體中最高毒死蜱殘留濃度會對超過10%(但不足20%)的當(dāng)?shù)匚锓N造成直接的不利影響。如根據(jù)normal模型得到的HCx結(jié)果，當(dāng)?shù)厮w中最高毒死蜱殘留濃度將會對接近20%當(dāng)?shù)厮镌斐芍苯拥牟焕绊憽?/p>

圖3 3組毒死蜱水生生物毒性數(shù)據(jù)物種敏感度(SSD)分析結(jié)果注：A為浙江稻田組；B為長三角組；C為美國組。Fig. 3 The Species Sensitivity Distributions (SSD) of three toxicity data groups of chlorpyrifos to aquatic organismNote: A, rice paddy data; B, The Yangtze River Delta data; C, American data.

對長三角組的SSD擬合結(jié)果如圖3-B所示。根據(jù)logistic模型得到的HCx依次為：HC50.82 μg·L-1，HC103.57 μg·L-1，HC2017.64 μg·L-1，HC50270.26 μg·L-1。根據(jù)normal模型得到的HCx依次為：HC50.68 μg·L-1，HC102.33 μg·L-1，HC2010.6 μg·L-1，HC50192.10 μg·L-1。根據(jù)normal模型得到的HCx均低于基于logisitic模型所得到的結(jié)果，分別低17.07%、34.73%、39.90%和28.92%。根據(jù)長三角組數(shù)據(jù)得到的各級HCx均明顯高于浙江稻田組，平均偏高一倍左右。如果以長三角組的HCx為依據(jù)評估毒死蜱對諸暨稻田水生生物的風(fēng)險(xiǎn)可能會導(dǎo)致低估風(fēng)險(xiǎn)。

對美國組的SSD擬合結(jié)果如圖3-C所示。根據(jù)logistic模型得到的HCx依次為：HC50.17 μg·L-1，HC100.55 μg·L-1，HC201.92 μg·L-1，HC5016.34 μg·L-1。根據(jù)normal模型得到的HCx依次為：HC50.17 μg·L-1，HC100.47 μg·L-1，HC201.62 μg·L-1，HC5017.24 μg·L-1。根據(jù)normal模型得到的HCx低于根據(jù)logistic模型得到的HCx，下降程度分別為17.1%、34.7%、39.9%和28.9%。在美國組中，2種擬合模型中的HC5均為0.17 μg·L-1。Normal模型的HC10和HC20比logistic模型低15%左右；而HC50則高出logistic模型5.5%。美國生態(tài)組中HC50低是由于美國組沒有軟體動(dòng)物和藻類等對毒死蜱不敏感的生物。如根據(jù)美國組的HCx為依據(jù)評估毒死蜱對諸暨稻田水生生物的風(fēng)險(xiǎn)則可能會高估風(fēng)險(xiǎn)。

2.4 物種數(shù)量與物種組成結(jié)構(gòu)對HCx的影響

3組水生生物數(shù)據(jù)的生物種類和物種組成結(jié)構(gòu)存在差異(見表4)。浙江水生組包括28個(gè)物種，其中藻類9種，輪蟲1種，節(jié)肢動(dòng)物9種，軟體動(dòng)物5種，脊椎動(dòng)物(魚類和蛙)4種?；景怂锶郝涓髦饕惾骸臓I養(yǎng)層級角度看，則包括了生產(chǎn)者、初級消費(fèi)者(包括浮游和底棲)、次級消費(fèi)者(食蚊魚和澤蛙幼體)。長三角水生組共14個(gè)物種，在涉及的物種類群方面與稻田水生組相同，而每個(gè)類群的物種數(shù)量不同。包含了3種藻類，1種水螅，4種節(jié)肢動(dòng)物，2種軟體動(dòng)物和4種魚類。美國水生組包括17種生物，其中節(jié)肢動(dòng)物13種，魚類4種。為研究物種數(shù)量、物種組成結(jié)構(gòu)以及不同擬合模型對HCx的影響，利用Canoco 5.0軟件進(jìn)行了冗余分析(RDA)。其中各生物組在不同擬合模型下得到的HCx作為相應(yīng)變量數(shù)據(jù)；各生物組的物種數(shù)量、藻類物種數(shù)、節(jié)肢動(dòng)物物種數(shù)、軟體動(dòng)物物種數(shù)和脊椎動(dòng)物物種數(shù)以及選擇擬合模型作為解釋變量。RDA分析結(jié)果(見圖4)顯示第一排序軸對相應(yīng)變量(HCx)變異度的解釋能力為98.3%。置換檢驗(yàn)結(jié)果pseudo-F = 78.3, P = 0.014，說明解釋變量對相應(yīng)變量的影響是顯著的。從圖4中可見，總物種數(shù)量和分布模型均與HCx產(chǎn)生較小的相關(guān)性，且這種相關(guān)性隨著HCx中x取值變大而降低。而物種組成結(jié)構(gòu)對HCx的影響非常大。各類群物種數(shù)量與HCx相關(guān)性與該類群物種對毒死蜱的敏感性密切相關(guān)。毒死蜱對節(jié)肢動(dòng)物的毒性最大，則節(jié)肢動(dòng)物物種數(shù)與HCx負(fù)相關(guān)關(guān)系最為明顯，脊椎動(dòng)物物種數(shù)量與HCx也呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)性。節(jié)肢動(dòng)物和脊椎動(dòng)物物種數(shù)量與HCx的負(fù)相關(guān)性隨著x增大減弱。藻類和軟體動(dòng)物因?yàn)閷Χ舅莉绲拿舾行圆桓?，則與HCx呈現(xiàn)不同程度的正相關(guān)性，且正相關(guān)程度隨著HCx中x增大而增大。以浮游甲殼綱和水生昆蟲綱為代表的水生節(jié)肢動(dòng)物在水生生態(tài)群落中扮演著重要的作用，在食物鏈有承上啟下的作用，是鏈接初級生產(chǎn)者(藻類)和次級消費(fèi)者(魚類和蛙類)關(guān)鍵一環(huán)。而水生節(jié)肢動(dòng)物一般對殺蟲劑較為敏感。因此在采用SSD法評價(jià)殺蟲劑對水生生態(tài)系統(tǒng)的風(fēng)險(xiǎn)時(shí)應(yīng)該保證較多的水生節(jié)肢動(dòng)物物種數(shù)量。

表4 三組毒死蜱急性毒性數(shù)據(jù)SSD分析結(jié)果HCxTable 4 Hazardous concentration (HCx) of three groups of chlorpyrifos toxicity data obtained by SSD

綜上所述，本文結(jié)合本課題組近年來研究毒死蜱對浙江本地稻田區(qū)域水生生態(tài)系統(tǒng)匯總常見生物的毒性數(shù)據(jù)，采用logistic和normal這2種常用的SSD分布模型進(jìn)行了毒死蜱對稻區(qū)水生生物的風(fēng)險(xiǎn)評估。結(jié)果顯示logistic模型HC5—HC50依次為HC50.32 μg·L-1，HC101.50 μg·L-1，HC208.13 μg·L-1，HC50145.44 μg·L-1；normal模型HC5—HC50依次為HC50.35 μg·L-1，HC101.26 μg·L-1，HC205.96 μg·L-1，HC50115.74 μg·L-1。根據(jù)2012年全年在諸暨市稻田附近溝渠水體中毒死蜱殘留濃度，在靠近稻田渠道(最高濃度3.1至5.5 μg·L-1)近20%的水生生物將受到影響，受影響的水生生物包括多種枝角類動(dòng)物、米蝦以及殼介蟲。而包括劍水蚤、負(fù)子蝽和搖蚊幼蟲在內(nèi)的水生節(jié)肢動(dòng)物以及彈涂魚不會受到影響。而只有當(dāng)毒死蜱在水體中濃度達(dá)到100 μg·L-1以上時(shí)食蚊魚、鳑鲏、澤蛙蝌蚪、輪蟲、常見腹足類和雙殼類軟體動(dòng)物以及藻類等才可能受到影響。這遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過水稻種植季節(jié)毒死蜱在稻田附近水體中的最高濃度20倍以上。可以認(rèn)為在一般情況下，以上這些物種不會受到毒死蜱的毒害。在遠(yuǎn)離稻田的渠道和水體中，毒死蜱的最大濃度約為0.3 μg·L-1，在此情況下只有枝角類生物可能會受到毒死蜱的影響。

圖4 物種數(shù)量、物種組成結(jié)構(gòu)和擬合模型 對HCx的影響RDA分析結(jié)果Fig. 4 The RDA of species number, species composition and the fitting model to HCx

本文采用RDA分析方法研究不同物種數(shù)量、不同物種組成因素對毒死蜱對水生生物HCx的影響。結(jié)果表明，物種組成結(jié)構(gòu)對HCx有較為明顯的影響。具體表現(xiàn)為對毒死蜱較為敏感的節(jié)肢動(dòng)物類群物種數(shù)量與HCx存在明顯的負(fù)相關(guān)性，特別是與HC5的負(fù)相關(guān)性最明顯。對毒死蜱不敏感的物種，諸如軟體動(dòng)物和藻類則與HCx呈現(xiàn)正相關(guān)性，并且與HC50的正相關(guān)性最為明顯。

致謝：感謝青年科學(xué)基金項(xiàng)目(31101458)和浙江省重點(diǎn)研發(fā)項(xiàng)目(No. 2015C02G2010084)資助。

[1] 杜建國, 趙佳懿, 陳彬, 等. 應(yīng)用物種敏感性分布評估重金屬對海洋生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2013, 8(4): 561-570

Du J G, Zhao J Y, Chen B, et al. Assessing ecological risks of heavy metals to marine organisms by species sensitivity distributions [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(4): 561-570 (in Chinese)

[2] 王俊能, 胡習(xí)邦, 李玉炫, 等. 物種敏感性分布在鉈污染淡水生物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估中的應(yīng)用[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 12(6): 134-139

Wang J N, Hu X B, Li Y X, et al. Assessing ecological risk of sudden thallium pollution accident to freshwater organisms by species sensitivity distributions [J]. Journal of Safety and Environment, 2012, 12(6): 134-139 (in Chinese)

[3] Straalen N T. Threshold models for species sensitivity distributions applied to aquatic risk assessment for zinc [J]. Environmental Toxicology and Pharmacology, 2002, 11: 167-172

[4] 王香蘭, 周軍英, 王蕾, 等. 長三角地區(qū)毒死蜱水生生物基準(zhǔn)研究[J]. 農(nóng)藥, 2013, 52(3): 181-184

Wang X L, Zhou J Y, Wang L, et al. The aquatic organim criteria for chlorpyrifos in the Yangtze River Delta Region[J]. Agrochemicals, 2013, 52(3): 181-184 (in Chinese)

[5] Nagai T. Ecological effect assessment by species sensitivity distribution for 68 pesticides used in Japanese paddy fields [J]. Journal of Pesticide Science, 2016, 41(1): 1-9

[6] Hose G C, Van Den Brink P J. Confirming the species-sensitivity distribution concept for endosulfan using laboratory, mesocosm, and field data [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2004, 47(4): 511-520

[7] Li H, You J. Application of species sensitivity distribution in aquatic probabilistic ecological risk assessment of cypermethrin: A case study in an urban stream in South China [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2015, 34(3): 640-648

[8] 徐瑞祥, 陳亞華. 應(yīng)用物種敏感性分布評估有機(jī)磷農(nóng)藥對淡水生物的急性生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 湖泊科學(xué), 2012, 24(6): 811-821

Xu R X, Chen Y H. Assessing acute ecological risks of organophosphorus pesticides to freshwater organisms by species sensitivity distributions [J]. Journal of Lake Sciences, 2012, 24(6): 811-821 (in Chinese)

[9] 胡習(xí)邦, 曾東, 王俊能, 等. 應(yīng)用物種敏感性分布評估苯胺的水生生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2016, 25(3): 471-476

Hu X B, Zeng D, Wang J N, et al. Assessing aquatic ecological risk of aniline by species sensitivity distributions [J]. Ecology and Environment Sciences, 2016, 25(3): 471-476 (in Chinese)

[10] 胡習(xí)邦, 王俊能, 許振成, 等. 應(yīng)用物種敏感性分布評估DEHP對區(qū)域水生生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 21(6): 1082-1087

Hu X B, Wang J N, Xu Z C, et al. Assessing aquatic ecological risk of DEHP by species sensitivity distributions [J]. Ecology and Environment Sciences, 2012, 21(6): 1082-1087 (in Chinese)

[11] 蔣丹烈, 胡霞林, 尹大強(qiáng). 應(yīng)用物種敏感性分布法對太湖沉積物中多環(huán)芳烴的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2011, 6(1): 60-66

Jiang D L, Hu X L, Yin D Q. Ecological risk assessment on polycyclic aromatic hydrocarbons of sediment in Taihu Lake using species sensitivity distributions [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(1): 60-66 (in Chinese)

[12] Aimondo S R, Ivian D V, Elos C D, et al. Protectiveness of species sensitivity distribution hazard concentrations for acute toxicity used in endangered species risk assessment [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2008, 27(12): 2599-2607

[13] Knoben R E. Application of species sensitivity distributions as ecological risk assessment tool for water management [J]. Journal of Hazardous Materials, 1998, 61(1-3): 203-207

[14] Rubach M N, Crum S H, Van Den Brink P J. Variability in the dynamics of mortality and immobility responses of freshwater arthropods exposed to chlorpyrifos [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2011, 60(4): 708-721

[15] 趙穎, 姚蘇梅, 劉毅華, 等. 毒死蜱對我國南方稻區(qū)水域中12種淡水魚的毒性[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(6): 1181-1188

Zhao Y, Yao S M, Liu Y H, et al.Toxic effects of chlorpyrifos on different species of freshwater fish in Southern China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(6): 1181-1188 (in Chinese)

[16] 耿翠敏. 丁草胺、毒死蜱對浮游生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2015: 16-28

Geng C M. The risk assessment of butachlor and chlorpyrifos on plankton in aquatic ecosystem[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2015: 16-28 (in Chinese)

[17] 付巖. 典型農(nóng)藥在稻田及周圍水環(huán)境中對微生物群落的影響研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2015: 16-27

Fu Y. Effects of typical pesticides on microbial community diversity in paddy ecosystems [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2015: 16-27 (in Chinese)

[18] 沈堅(jiān). 三種農(nóng)藥對底棲軟體動(dòng)物的毒性效應(yīng)和生物富集性研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2013: 20-36

Shen J. The toxicity and bio-concentration of three pesticides to benthic animals molluscs [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2013: 20-36 (in Chinese)

[19] 沈堅(jiān), 趙穎, 李少南, 等. 三種常用農(nóng)藥對環(huán)棱螺、圓田螺和河蜆的急性毒性研究[J]. 農(nóng)藥學(xué)學(xué)報(bào), 2013, 15(5): 559-566

Shen J, Zhao Y, Li S N, et al. Acute toxicity of three common pesticides to Bellamya quadrata, Cipangopaludina cathayensis and Corbicula fluminea [J]. Chinese Journal of Pesticide Science, 2013, 15(5): 559-566 (in Chinese)

[20] 徐吉洋, 張文萍, 李少南, 等. 萼花臂尾輪蟲毒性試驗(yàn)的方法學(xué)研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2015, 10(2): 346-352

Xu J Y, Zhang W P, Li S N, et al. Research on toxicity test method for Brachionus calyciflorus [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(2): 346-352 (in Chinese)

[21] 趙穎. 淡水魚類對3種農(nóng)藥的敏感性分布(SSDs)初探[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2013: 20-32

Zhao Y.Tentative exploration of sensitivity distribution (SSDs) on freshwater fish to 3 kinds of pesticides [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2013: 20-32 (in Chinese)

[22] 徐吉洋, 張文萍, 李少南, 等. 毒死蜱對六種淡水節(jié)肢動(dòng)物的毒性與風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(3): 563-568

Xu J Y, Zhang W P, Li S N, et al. Toxicity and risk of chlorpyrifos to six species of freshwater arthropods [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(3): 563-568 (in Chinese)

[23] Barron M G, Woodburn K B. Ecotoxicology of Chlorpyrifos [M]. New York: Springer New York, 1995: 1-93

[24] Guillaume K K K, Veber P, Charles S, et al. Mosaic-SSD: A new web tool for species sensitivity distribution to include censored data by maximum likelihood [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2014, 33(9): 2133-2139

[25] 賴江山. 生態(tài)學(xué)多元數(shù)據(jù)排序分析軟件Canoco5介紹[J]. 生物多樣性, 2013, 21(6): 133-136

Lai J S. Canoco 5: A new versioin of an ecological multivariate data ordination program[J]. Biodiversity Science, 2013, 21(6): 133-136 (in Chinese)

◆

ApplicationofSpeciesSensitivityDistributioninAquaticEcologicalRiskAssessmentofChlopyrifosforPaddyEcosystem

Xiao Pengfei1, Lin Xiaoya2, Liu Yihua1,3,*, Zhao Ying1, Shen Jian1, Xu Jiyang1, Geng Cuimin1, Zhu Guonian1

1. Institute of Pesticide & Environmental Toxicology, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China2. Jiyang College of Zhejiang A&F University, Zhuji 311800, China3. Research Institute of Subtropical Forestry, Chinese Academy of Forestry, Fuyang 311400, China

10.7524/AJE.1673-5897.20170114012

2017-01-14錄用日期2017-03-02

1673-5897(2017)3-398-10

X171.5

A

青年科學(xué)基金項(xiàng)目(31101458)；浙江省重點(diǎn)研發(fā)項(xiàng)目(No. 2015C02G2010084)

肖鵬飛(1984-)，男，博士研究生，研究方向?yàn)檗r(nóng)藥生態(tài)毒理學(xué)，E-mail: xpf6285842@126.com；

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

肖鵬飛, 林曉雅, 劉毅華, 等. 基于物種敏感性分布法的毒死蜱對稻田生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2017, 12(3): 398-407

Xiao P F, Lin X Y, Liu Y H, et al. Application of species sensitivity distribution in aquatic ecological risk assessment of chlopyrifos for paddy ecosystem [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 398-407 (in Chinese)