我国淡水水体中双酚A_BPA_的生态风险评价.pdf

1、第 34 卷第 6 期2013 年 6 月环 境 科 学ENVIONMENTAL SCIENCEVol34， No6Jun ， 2013我国淡水水体中双酚A( BPA)的生态风险评价汪浩1， 2， 冯承莲2， 郭广慧2， 3， 张瑞卿2， 3， 刘跃丹2， 吴丰昌2*( 1. 昆明理工大学环境科学与工程学院 ， 昆明 650500; 2. 中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室 ，北京 100012; 3. 中国科学院广州地球化学研究所 ， 广州 510640)摘要 : 双酚 A ( BPA) 对水生生物有多种毒性效应 ， 其中雌激素作用尤为显著 本研究依据 BPA 对水生生物是否

2、有雌激素效应 ， 把数据分为两类 ， 并通过商值法 、安全阈值法 、商值概率法以及联合概率曲线法评价了我国淡水水体中 BPA 对水生生物的风险程度 结果表明 ， 采用 4 种评价方法得出的结果相近 ， 我国淡水生物对 BPA 的雌激素效应较 BPA 对水生生物的其他毒性作用更为敏感 ; 安全阈值法较商值法 、商值概率法 、联合概率风险评价法误差较小 ， 评价结果更为可信 用安全阈值法评价结果表明 ， 以 BPA 的雌激素作用为效应终点时 ， 水生生物长期暴露于我国淡水环境中 ， 我国 64. 70%的淡水水体有导致超过5%的水生生物受到雌激素作用的风险 ， BPA 安全浓度上限为 15. 72

3、 ngL1; 而水生物种短期暴露于我国淡水环境中 ， 我国20. 43%的淡水水体有导致超过 5%的我国淡水生物受 BPA 雌激素作用的干扰 ， 此时 BPA 安全浓度上限为 2. 24 102ngL1关键词 : 双酚 A; 生态风险评价 ; 淡水水体 ; 安全阈值法 ; 雌激素效应中图分类号 : X820. 4 文献标识码 : A 文章编号 : 0250-3301( 2013) 06-2319-10收稿日期 : 2012-09-24; 修订日期 : 2012-11-26基金项目 : 国家自然科学基金项目 ( U0833603， 41130743)作者简介 : 汪浩 ( 1987 ) ， 男

4、， 硕士研究生 ， 主要研究方向为淡水水体水质基准和污染物生态风险评价 ， E-mail: jeffwh87gmail com* 通讯联系人 ， E-mail: wufengchang vip skleg cnEcological isk Assessment of Bisphenol A in Chinese FreshwatersWANG Hao1， 2， FENG Cheng-lian2， GUO Guang-hui2， 3， ZHANG ui-qing2， 3， LIU Yue-dan2， WU Feng-chang2( 1. College of Environmental Scie

5、nce and Technology， Kunming University of Science and Technology， Kunming 650500， China;2. State Key Laboratory of Environmental Criteria and isk Assessment， Chinese esearch Academy of Environment Sciences， Beijing100012， China; 3. Guangzhou Institute of Geochemistry， Chinese Academy of Sciences， Gu

6、angzhou 510640， China)Abstract: Bisphenol A ( BPA) has many toxic effects on aquatic organisms， of which the most obvious effect is the estrogenic effectThe data collected in the study were divided into two parts， based on the response of the tested organisms to the estrogenic effects ofBPA and thei

7、r exposed time， and the risk of BPA to Chinese aquatic water was assessed by using quotient method， quotient exponentand probability method， safety threshold value method and joint probability risk assessment， respectively Similar results were derivedfrom the above four methods Aquatic organisms wer

8、e more sensitive to the estrogenic effects of BPA than other toxic effects Theresults of risk assessment from safety threshold value method were more accurate and confident than the other three methods Using thechronic data of BPAs estrogenic effect on tested organisms as the endpoint for risk asses

9、sment in safety threshold value method， it wasfound that in 64. 70% of the Chinese freshwaters more than 5% of aquatic organisms were affected by the estrogenic toxicity of BPA，and the maximum allowable concentration of BPA was 15. 72 ngL1 Using the acute data of such effects as endpoint in safetyth

10、reshold value method， in about 20. 43% volume of the Chinese freshwaters more than 5% of aquatic organisms were affected by theestrogenic toxicity of BPA， and the maximum allowable concentration was 2. 24 102ngL1Key words: Bisphenol A ( BPA) ; ecological risk assessment; freshwater; safety threshold

11、 value method; estrogenic effects众多研究发现和证实了许多有机物质对生物有雌激素效应 1， 2， 其中双酚 A( BPA) 在工业生产 、生活中较其他雌激素物质已被广泛生产使用 ， 据统计 ，欧洲每年消耗约 69 万 t BPA 3， 且通过各种途径进入环境 ， 危害水生生物 ， 乃至人类的人体健康 随着我国经济的发展 ， BPA 的生产和使用都加大了力度 4， 5， 目前我国许多水体中已检测出浓度不等的BPA 其浓度范围在 0. 33 16 200 ngL1 6， 2 双酚 A 过量摄入能导致肌体内分泌活动紊乱 ， 且影响生殖功能 ， 破坏生殖系统 ， 导致细

12、胞癌变和器官畸形发育 1， 7 人体过量摄入 BPA 导致肌体肝细胞损伤以及部分器官产生肿瘤 8 10生态风险评价是利用生态学 、环境化学 、环境毒理学的原理和方法定量测定化合物对生态系统和特定区域危害程度的过程 11 当生态系统受到一个或多个胁迫因素影响后 ， 利用生态风险评价可以对生态系统受到的影响程度进行评估 12 由于自然环境中 BPA 的稳定性受到许多自然因素的影响( 如光照 、温度 、酸碱度等 ) ， 目前国外部分国家只初步评价了 BPA 对水生生物的潜在风险 13， 14， 而国内对 BPA 的风险评价开展较少 DOI:10.13227/j.hjkx.2013.06.018环 境

13、 科 学 34 卷本研究通过收集中国主要淡水水体中 BPA 暴露浓度数据 ， 以及 BPA 对我国淡水生物的毒性数据 ， 依据不同的毒性效应终点 ， 分别评价了我国淡水水体中 BPA 对水生生物的潜在风险 1 材料与方法1. 1 数据分析1. 1. 1 毒性数据分析本研究的毒性数据来源于 EPA ECOTOX 数据库 ( http: / /www epa gov/ecotox/) 和 中 国 知 网( http: / /www cnki net/) 文献等 数据筛选原则 :受试物种主要由我国本地物种和在我国生殖繁衍的外来引进物种构成 毒性实验条件为室温下淡水流水暴露 ; 急性毒性实验数据主要选

14、取 24 96h 的半致死浓度 ( lethal concentration to 50 percent ofthe population， LC50) 、半效应浓度 ( median effectconcentration， EC50) 、最低观察 效 应 浓 度 ( lowesteffect concentration， LOEC) 以及无观察效应浓度 ( noobserved effect concentration) ; 慢性毒性实验数据主要选取暴露时间超过 14 d 的 LC50、EC50、LOEC 值以及 NOEC 值 ， 在筛选数据过程中 ， 如果一个生物有多个符合要求的数据 ，

15、 取其几何均值来代表该物种的生物毒性数据 15， 16 因不同的受试生物对外界环境条件 ( 如日照时间 、酸碱度 、水体硬度 、水温等 ) 适应程度各异 ， 且未报对效应终点有影响 ， 本研究只把筛选出的数据依据是否影响生物繁殖相关行为 如诱导水生生物血清中卵黄蛋白原 ( VTG) 的浓度 、性腺发育畸形 、影响雌雄比例及配对行为 、对精细胞和卵细胞数量及活性的影响等 分类 2 组 ，然后依据暴露时间的长短共分为 4 组 因 NOEC值与 LOEC、EC50、LC50之间有明显差别 ， 本研究将筛选出的 NOEC 值乘以 2， 作为对应水生生物的LOEC 值 17 剔除测试时间较早 ( 200

16、0 年以前 )以及影响数据整体正态分布等异常数据 ， 并采用分析软件 Origin 8， 选取最佳数学模型评价我国水体中BPA 的风险程度 Crain 等 18把 BPA 对水生生物的雌激素效应数据依据对生物的性别比 、对性腺发育和第二性特征的影响 、对血清中 VTG 浓度的影响分为 3 类 ， 并推导了 BPA 对水生生物的风险程度 Vandenberg等 1分析大量 BPA 对生物毒性的数据后 ， 依据 BPA是否对水生生物有雌激素效应分为两部分 ， 分别为BPA 对水生物的雌激素素效应和 BPA 对水生生物的其他毒性效应 本研究依据上述的分类 ， 收集和整理了 BPA 对我国水生生物的雌

17、激素效应以及其他毒性效应数据 ， 分析我国淡水环境中 BPA 对水生生物的风险程度 1. 1. 2 暴露数据分析本研究收集了我国主要河流 ， 淡水湖泊以及部分入海河口水体中 BPA 的暴露浓度数据 数据的收集筛选原则 : 检测方法与美国环境保护署 ( US EPA)的 BPA 分析方法或改进方法一致 ， 其中 BPA 的检测方法主要是液相质谱联用 ( LC-ESI-MS/MS) 或高效液相 ( HPLC) 紫外检测器 所选水样数据为河流的典型断面采样数据 ， 若个别暴露数据大于所有数据的10 倍 ， 或检测时间较早的数据 ， 本研究认为异常值 ，并剔除 检测时间较早的数据以及影响暴露数据 ，

18、以保证数据能代表河流总体和局部水体 BPA 浓度分布特征 为便于计算和分析 ， 本研究用各暴露浓度最小值的 1/2 为未检出点的浓度值 19， 201. 2 风险表征本研究采用确定性风险评价和不确定性风险评价 ， 确定性风险评价的主要方法为商值法 ， 商值法为半定量风险评价方法 ， 即通过实测浓度与浓度标准的商值来分析生态系受到的影响 ， 操作简单 ， 但其评价结果有较大的不确定性 ; 不确定性风险评价方法是基于人类对生态环境认知局限性 ， 采用一定的评价方法降低不确定水平 ， 量化污染物对生态环境的影响 21， 22 本研究基于污染物对生物的毒性效应以及污染物在水体中的分布服从正态分布的原理

19、 ， 利用统计学方法定量化环境风险 ， 不确定性生态风险评价方法主要包括商值概率法 ， 安全阈值法 、联合概率分布法 231. 2. 1 确定性评价商值法是一种初级风险评价方法 因商值法在选取毒性参考值以及测定暴露量时未综合考虑干扰因素影响 ， 只能用于粗略的风险评价 危害商值( HQ) 的计算方法是 :HQ = c/TV式中 ， HQ 为危险商值 ， c 为污染物的水体暴露浓度 ，TV 为污染物的毒性参考值 ， 本研究采用各组水生生物的毒性数据的最小值作为 BPA 的毒性参考值 1，风险程度可以划分为 : 当 HQ 1 时 ， 表明该物质对暴露生物潜在风险高 ; 当 HQ 0. 1， 说明该

20、物质对暴露生物风险低 24 又因水体中 BPA 与其他化合物相互作用以及底泥 、生物的富集作用 ， 本研究中 ，当 HQ 0. 3 时 ， 表明水体中该化合物存在潜在风险 2502326 期 汪浩等 : 我国淡水水体中双酚 A( BPA) 的生态风险评价1. 2. 2 不确定风险评价( 1) 安全阈值评价 ( MOS10) 法 通过累积概率和取对数化的暴露浓度和毒性浓度建立线性关系 ，从图上直接分析污染物对水生生物的影响程度 ， 可以借助安全阈值 ( margin of safety， MOS10) 定量暴露浓度和毒性浓度的累积概率曲线重叠的程度 计算方法 :MOS10= SSD10/EXD9

21、0式中 ， MOS10为安全阈值 ， SSD10为 10% 的水生生物受到影响时的污染物浓度 ， EXD90为自然水体中污染物在水体中累积浓度为 90% 对应的暴露浓度 MOS10越大 ， 表明毒性数据域暴露浓度重合度越高 ，潜在风险越大 ， 一般取 MOS10为 1 界定风险程度 ，MOS101， 表明无风险 若 MOS10 1， 表明曲线重叠程度高 ， 该化合物具有潜在风险 MOS10越小 ， 表明水生生物毒性累积概率分布模拟曲线与水体污染物累积分布曲线重合度越高 ， 水生生物面临污染物的潜在危害风险值越大 26( 2) 商值概率分布法 通过比较暴露浓度和毒性浓度分布可以判定预期的商值大于

22、或小于决定标准的概率 26， 能全面分析和评价我国淡水水体面临的生态风险程度 商值概率分布法采用蒙特卡罗( Monte Carlo) 随机抽样 ， 模拟毒性浓度分布和暴露浓度分布 ， 并预测商值的概率分布模型 ， 商值概率分布的计算方法为 :HQD = ECD/SSD式中 ， HQD 为商值分布 ， ECD 为暴露浓度分布 ， SSD为毒性浓度分布 本研究采用对数化后的毒性浓度和暴露浓度正态分布模型预测商值分布特征 因考虑到不同化合物之间的相互作用以及生物累积效应 ， 当污染物的商值大于 0. 3 时表明污染物对生物的危害存在潜在风险 25( 3) 联合概率分布法 联合概率曲线法是依据毒性数据

23、以及暴露数据的分布特征 ， 通过建立模型分析自然水体中一定比例的生物受到污染物危害的概率的生态风险评价方法 该方法是以毒性数据的累积概率为 x 轴 ， 污染物暴露浓度的反累积概率为y 轴 ， 得到拟合曲线 ， 该曲线反应了各危害水平下暴露浓度超过临界浓度的概率 ， 即不同伤害水平下环境中的污染物对水生生物的风险程度 当曲线越靠近坐标轴 ， 说明生物受到伤害的潜在风险较小 261. 3 统计方法本研究使用 SPSS 软件对收集的毒性浓度和暴露浓度数据 Kolmogorov-Smirnov 和 Shapiro-Wilk 正态检验 ; 采用 Crystal Ball 11. 1 中的 Monte C

24、arlo( 10 000次 ) 拟合毒性数据和暴露数据概率分布和商值概率分布 ; 采用 Origin Pro 8 展开安全阈值法分析 ; 采用 Matlab 7. 12 分析和绘制联合概率曲线 2 结果与分析2. 1 数据分析2. 1. 1 数据统计检验本研究收集和筛选的数据除 BPA 整体毒性效应浓度数据外 ， 经对数转化后符合正态分布模型 ( P0. 05) ， 所以采用对数化的效应浓度和暴露浓度数据进行生态风险评价 ( 表 1) 表 1 数据正态分布检验结果Table 1 esults of Kolmogorov-Smirnov and Shapiro -Wilk tests of th

25、e data检验对象检验类型及显著性分析Kolmogorov-Smirnov Shapiro-Wilk文献水体暴露浓度数据 0. 200 0. 940整体毒性效应浓度数据 0. 001 0. 001雌激素效应 -慢性浓度数据 0. 200 0. 264 27 39雌激素效应 -急性浓度数据 0. 200 0. 108 30， 39， 40 50其他毒性效应 -慢性浓度数据 0. 200 0. 383 29， 30， 35， 39， 43， 51 58其他毒性效应 -急性浓度数据 0. 200 0. 081 38， 43， 47 49， 54， 55， 58 652. 1. 2 生物毒性数据分析

26、本研究通过收集和筛选 ， 总共收集到了 61 个淡水水生生物毒性数据 ， 按暴露终点效应是否与 BPA的雌激素效应有关 ， 分为雌激素效应和其他毒性效应 ， 并按暴露时间的长短 ， 分为急性毒性数据组和慢性毒性数据组 ， 表 2 中给出对应的物种数量 、效应浓度范围以及经对数转化后的数据 2. 1. 3 水体毒性数据分布本研究收集筛选了我国主要河流湖泊中 BPA 的暴露浓度检测数据 ， 采样个数为 155 个 由表 3 可知 ，不同水体中 BPA 的含量也有较大差异性 ， 我国淡水水体中 BPA 的浓度范围为 no detected 4 713. 6ngL1， 算术平均值为 421. 31 n

27、gL1， 本研究所收集的暴露数据在取对数后符合正态分布模型 1232环 境 科 学 34 卷表 2 BPA 对水生生物的毒性数据分布特征Table 2 Statistic distribution parameters for toxicity data of BPA to aquatic organisms毒性效应分类 物种数BPA 对水生生物的毒性数据分布范围 /gL1原始数据 经对数转换后的数据均值 /gL1均值 /gL1标准差 均值雌激素效应急性 13 023 22 828 3 88323 4 17182 256 121慢性 14 0015 7 760 1 08164 1 27644

28、173 137其他毒性效应急性 18 1 000 63 900 8 64578 6 58141 372 026慢性 13 20 22 828 4 00956 5 66290 258 096整体毒性效应 58 0015 63 900 4 71333 5 05229 272 112表 3 我国主要淡水水体中 BPA 的浓度分布特征1)Table 3 Summary of BPA concentrations in surface waters of China河流 采样个数浓度范围/ngL1原始数据 /ngL1经对数转换后的数据均值 标准差 均值 标准差文献温州市水体 8 0. 01 3. 16

29、1. 80 0. 59 0. 25 0. 12 66杭州地区水体 20 0. 33 25. 09 10. 73 7. 81 1. 03 0. 43 67钱塘江 2 7. 51 18. 3 12. 89 5. 38 1. 11 0. 19 67富春江 2 6. 63 21. 88 14. 26 7. 63 1. 15 0. 26 67九溪 2 6. 40 23. 21 14. 81 8. 41 1. 17 0. 28 67筼筜湖 4 14. 2 31. 4 23. 81 4. 80 1. 38 0. 10 68海河 13 19. 1 106 41. 90 1. 62 69武汉附近水体 11 9.

30、 2 198. 7 45. 22 40. 11 1. 66 0. 47 70松花江 15 12. 97 206. 5 50. 92 26. 39 1. 71 0. 21 71胶州湾 17 3. 8 227. 6 78. 16 69. 06 1. 89 0. 59 72辽河 21 12. 3 755. 6 149. 80 2. 18 73珠江 14 97. 8 540. 6 192. 79 95. 12 2. 29 0. 15 74， 75旅顺入海河口 2 23. 14 714. 70 368. 92 345. 78 2. 57 0. 74 76黄浦江 4 2. 38 1 920 509. 37

31、 705. 32 2. 71 0. 87 67， 77黄河水 1 540. 00 2. 73 78滇池 10 0. 7 4 713. 6 852. 01 820. 03 2. 93 0. 51 79珠江三角洲鱼塘 9 960 4 510 3 294. 44 718. 52 3. 52 0. 13 801) “”表示数据不可获得2. 2 风险表征结果2. 2. 1 商值法评价本研究采用各组的最小毒性浓度值为污染物的毒性参考值 1， 26 其中以 BPA 雌激素效应为评价因子时 ， 急性 、慢性毒性数据分别选取 228 ngL1、14. 8 ngL1为毒性参考值 ( TV) ; 以 BPA 的其他

32、毒性效应为评价因子时 ， 急性 、慢性毒性数据分别选取 1 000 000 ngL1和 2 000 ngL1毒性参考值 表4 为我国主要河流中 BPA 对水生生物不同毒性效应时风险商值 ( HQ) 的统计结果 若以水生生物受到的 BPA 雌激素效应为评价因子 ， 水生生物长期暴露我国淡水水体中时 ， 除温州市附近水源 ， 其他水体的BPA 的 HQ 均大于 0. 3， 潜在风险水体占总水体的比例为 94. 12%， 水生生物长时间暴露于该水体中 ，会受到 BPA 雌激素效应的影响 ， 表明我国淡水水体BPA 的潜在风险高 ; 水生生物短期暴露时 ， 我国47. 06%淡水体对水生生物有潜在风险

33、 ; 以 BPA对水生生物的其他毒性效应为评价因子时 ， 水生生物长期暴露我国淡水环境时 ， 我国有 11. 76% 的水体对水生生物有潜在风险 ; 短期暴露时 ， 我国所有淡水水体无风险 依据商值法 ， 本研究得到我国主要淡水水体 BPA 含量短时间不会导致水生生物大量死亡 ， 但会导致水生生物受到 BPA 雌激素效应的干扰 我国淡水水体中 BPA 短期暴露浓度不得超过 68. 40 ngL1， 长期暴露浓度不应超过 4. 44ngL12. 2. 2 安全阈值评价 ( MOS10)本研究以 BPA 的暴露浓度为 x 轴 ， 以 BPA 在不同水体和生物体内的累积概率为 y 轴 ， 评价了我国

34、水体 BPA 的风险程度 图 1( a) 采用 BPA 雌激素效应的慢性浓度值作为评价因子 ， 表明水生生物长期暴露且受害生物大于 5% 时 ， 受到 BPA 雌激素作用的潜在风险是 64. 70%; 短期暴露受到该类干扰的风险是 20. 43% 图 1( b) 采用 BPA 对水生生物22326 期 汪浩等 : 我国淡水水体中双酚 A( BPA) 的生态风险评价的其他毒性效应作为评价因子时 ， 长期 、短期暴露水生 生 物 受 到 BPA 毒害的潜在风险分别为12. 40%、3. 40% 图 1( c) 和 1( d) 表 5 中给出了各拟合曲线以及线性相关系数 r2， 以及控制受损生物低于

35、 5%的风险值 以 BPA 对水生生物的雌激素效应为评价因子 ， 水生生物长期期暴露和短期暴露时 ， MOS10依次为 0. 08 和 1. 36， 不超过 5%水生生物受害 ( 以 LOEC 为效应终点 ) 时得到水体最大允许浓度分别为 31. 44 ngL1和 4. 47 102ngL1;因以 BPA 的其他毒性效应为评价因子 ， 水生生物长期和短期暴露时 ， MOS10依次为 3. 16 和 1 308. 07，5% 水生生物受害时的风险水域比例分别为12. 40%和 3. 40%， 水体最大安全浓度分别为 1. 13103ngL1以及 1. 71 106ngL1表 4 商值法评价我国淡

36、水水体中 BPA 的风险结果Table 4 Ecological risk of BPA in Chinese freshwaters by using quotient method评价结果雌激素效应 其他毒性效应慢性 急性 慢性 急性TV/ngL114. 8 228 2 000 1 000 000存在风险水体所占比例 /% 94. 12 47. 06 11. 76 0. 01水体安全浓度 /ngL14. 44 68. 40 6. 00 1023. 00 105图 a、b 为 BPA 对生物的雌激素效应的慢性 、急性数据分析结果 ， 图 c、d 分别为 BPA 对水生生物的其他毒性效应的慢性

37、 、急性分析结果图 1 我国淡水水体 BPA 的暴露浓度和毒性数据的累积概率分布Fig 1 Cumulative probability distributions of exposure concentrations and toxicity data in freshwaters of China表 5 我国淡水水体中 BPA 的毒性数据以及暴露浓度的累积概率分布情况Table 5 Details of cumulative probability distributions of exposure concentrations and toxicity data拟合对象 拟合公式 r2M

38、OS10 风险水体比例1)/% 安全浓度上限 /ngL1水体暴露浓度 y = a/( 1 + be kx) 0. 98雌激素效应慢性数据 y = Vmaxxn/( kn+ xn) 0. 96 0. 08 64. 70 31. 44雌激素效应急性数据 y = Vmaxxn/( kn+ xn) 0. 97 1. 36 20. 43 4. 47 102其他毒性效应慢性数据 y = a/( 1 + be kx) 0. 94 3. 16 12. 40 1. 13 103其他毒性效应急性数据 y = a/( 1 + be kx) 0. 99 1 308. 07 3. 40 1. 71 1061) 表示超过

39、 5%水生生物受到 BPA 毒性危害时潜在风险水体比例3232环 境 科 学 34 卷2. 2. 3 商值概率分布法分析以 BPA 对水生生物的雌激素效应为评价因子 ，慢性数据和急性数据的商值几何均值依次为 9. 12104和 1. 35 104， 风险商值大于 0. 3 的水体约占总水体比例的 15. 00%和 7. 60%; 以 BPA 的其他毒性效应为评价因子时 ， 慢性数据和急性数据的商值几何均值依次为 1. 29 104和 9. 33 106， 风险商值大于 0. 3 时 ， 风险水体比例分别为 4. 75% 和 0. 01% 表明长期暴露条件下 ， 约 15. 00%的淡水水体对水

40、生物有雌激素效应的风险较高 ， 4. 75% 的水体会导致生物死亡 ; 短期暴露下 7. 60%的淡水水体对生物有雌激素效应 ， 不足 0. 01% 的水体会导致生物死亡 保护 95%的水生生物时 ， 以 BPA 的雌激素效应的慢性 、急性数据分别展开风险评价时 ， 我国水体的最大安全浓度分别为 1. 07 102ngL1、1. 02 103ngL1， 以 BPA 的其他毒性效应 ( 以LOEC 值为效应终点 ) 的急性 、慢性数据分别进行风险评价时 ， 我国淡水水体的最大安全浓度分别为3. 63 103ngL1、1. 15 106ngL1 上述结果表明 : 目前我国淡水水体中的 BPA 的暴

41、露浓度对部分敏感生物产生危害的风险较大 ， 长期暴露具有致死的风险 图 2 我国水体中基于不同评价因子的 BPA 的联合概率曲线Fig 2 Joint probability curves of BPA in surface waters of Chinausing different assessment factors2. 2. 4 联合概率风险评价本研究以 BPA 毒性数据的累积概率为 x 轴 ， 以BPA 暴露浓度数据的反累积概率为 y 轴分别拟合联合概率曲线 图 2 给出分别以 BPA 对水生生物的雌激素效应和其他毒性效应为评价因子时 ， 我国淡水水体与受害生物之间的比例关系 表明生

42、物对 BPA的雌激素作用敏感度较高 ， 对 BPA 的其他毒性效应敏感度较低 以 BPA 的雌激素效应为评价因子时 ，水生生物短期和长期暴露于我国淡水水体中 ， 超过5% 的生物受害时的潜在风险分别为 33. 21% 和4. 74%; 以 BPA 的其他毒性效应为评价因子时 ， 超过 5%的水生生物受害时的潜在风险为 0. 90% 和0. 001%， 表明目前我国淡水中 ， 长期暴露时 ，33. 21% 的水体就导致超过 5% 的水生生物受到BPA 雌激素效应的风险 ， 且由 0. 90% 的水体会导致水生生物死亡 ， 短期暴露时 ， 有 4. 74% 的水体会导致超过 5%的水生生物受到 B

43、PA 的雌激素效应的潜在影响 ， 但造成水生生物死亡的风险较低 3 讨论本研究采用了商值法 、安全阈值法 、商值概率法以及联合概率风险评价这 4 种方法评价了我国淡水水体中 BPA 对水生生物的潜在风险 上述 4 种风险评价方法的结果表明水生生物对 BPA 的雌激素效应较其他毒性效应更为敏感 ， 采用 BPA 雌激素效应为评价因子时 ， 上述 4 种方法得到我国风险水体占我国总淡水水体的比例较分别为 94. 12%、64. 70%、15. 10% 以及 33. 21%， 表明长期暴露时 ，水生生物受到 BPA 雌激素作用的风险较大 ; 短期暴露时水生生物受到 BPA 雌激素作用的风险分别为 4

44、7. 06%、20. 43%、7. 06% 以及 4. 74% 采用BPA 的其他毒性效应作为评价因子 ， 水生生物长期和短期暴露于我国淡水水体时 ， 上述 4 种评价方法的结果表明我国风险水体占总淡水水体比例分别为11. 76%、12. 40%、4. 75%、0. 90% 和 0. 01%、3. 40%、0. 01%、0. 01% 由上述数据比较得出采用 BPA 的雌激效应作为评价因子较其他毒性效应更能表征我国水体中 BPA 的风险程度 商值法为非概率评价方法 ， 所推导的结果未能反映我国所有水体中 BPA 分布的真实情况 ， 且在选取每组的水生生物的最小毒性效应值为毒性参考值 ， 未充分考

45、虑 BPA 毒性敏感生物 ; 且因选取的BPA 水体暴露数据评价我国全部淡水水体的风险情况 ， 未对环境中的不确定因素做出修正 ， 所以评价结果较为保守 商值概率法 、联合概率风险评价法 ， 通过随机抽样优化了 BPA 的毒性数据和暴露数据 ; 但以 BPA 对水生生物的雌激素效应的急 、慢性效应和 BPA 其他毒性效应的急 、慢性效应作为评价因子 ， 所有数据对数化并采用商值法得到 HQD 值分别为 3. 04 2. 43、 3. 65 2. 34 和 3. 67 2. 02、4. 81 1. 19， 误差较大 ， 影响风险水体比例的确定 ， 且联合概率法也是基于受试生物以及暴露浓度的筛选服

46、从正态分布的前提推导 BPA 风险水域的比例 ， 其最终结果也存在较大误差 ， 影响数据结果的准确性 所以这两种方法对于本研究 ， 其结果均不能真实地反映我国水体中 BPA 浓度以及分布 42326 期 汪浩等 : 我国淡水水体中双酚 A( BPA) 的生态风险评价安全阈值法的评价结果较商值法更能反映我国水体的风险状况 ， 但因数据量有限 ， 未能充分考虑水生生态环境的诸多因素 ， 如有研究发现 BPA 能被水体中的悬浮颗粒以及污泥吸附 、生物降解 、被氧化转化成其他产物 ， 水体中 BPA 的半衰期一般是 2. 54 d 12厌氧条件下 ， BPA 的半衰期一般为 4. 5 4. 7 d 8

47、1， 也有研究发现水体底泥中 BPA 的吸附解析与水体中的 BPA 浓度密切相关 ， 两者处于一种动态平衡 82 有研究发现当水体中有多种污染物质共存时 ， 化合物的相互作用影响暴露生物对 BPA 的毒性敏感度 83， 其结果较商值概率法以及联合概率风险评价法保守 ， 综上所述 ， 采用安全阈值法评价我国淡水水体生态风险状况 ， 其结果更为合理客观 本研究结果采用安全阈值法推导的我国水体最大安全浓度与国外部分研究结果属同一数量级 ， 如Wright-Walters 等 84通过 SSD 曲线拟合分析得到美国水体中 BPA 可预测无效应浓度 ( predicted noeffect concen

48、tration， PNEC) 为 60 ngL1， Crain 等 18采用安全阈值法初步分析了所有水体中 BPA 的风险程度 ， 并建议 BPA 的安全浓度上限为 30 ngL1本研究以 BPA 雌激素效应 ( 以受试生物的 LOEC 为效应终点 ) 为评价因子推导我国淡水水体最大安全浓度为 31. 44 ngL1， 但根据欧洲委员会技术指导文件 ( the European Commission Technical GuidanceDocument， TGD) ， 如果少于 20%的受试物种受到影响时的最低有效应浓度 ( LOEC) 可以为最低无效应浓度 ( no observed effect concentration， NOEC) 的 2倍 17， 少许差异的原因是本研究采用雌激素作用作为效应终点 ， 故本研究认为我国淡水水体长期和短期暴露条件下有效最大安全浓度分别为 15. 72ngL1 数据