中国保护水生生物的甲基汞水质标准制订初探

苏海磊，郭飞，魏源，时迪，孙福红

环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院

作为水环境管理的重要准绳，水质标准是我国现阶段环境领域的研究热点[1]。科学确定水质标准可以为我国水环境管理提供基础依据[2-3]，保护我国水生态系统健康稳定，有助于生态文明建设的顺利推进。保护水生生物的水质标准是我国水质标准体系的重要组成部分，如何科学确定水生生物水质标准逐步受到国内环境保护工作者的高度重视。水生生物是水生态系统的最重要成分，保障水生生物的安全是水生态环境保护的前提与基础。作为确定水生生物水质标准的重要科学依据[4]，我国的水生生物水质基准研究近年来取得了阶段性的重大进展，已经开展了部分重金属和有机污染物的水质基准值推导研究[4-9]。但这些水质基准值均是由水中浓度表示的水生生物急、慢性毒性数据推导得到，而对具有生物累积性的物质(如甲基汞、硒)没有考虑生物有效性和生物累积性，因此，采用该水质基准值可能对水生生物安全造成欠保护[10]。近年来，组织残留浓度被推荐用于具有生物累积性污染物的水质基准推导和生态风险评价[10]。

甲基汞是具较强生物有效性和毒性的有机汞形态，可以对脊椎动物造成神经毒性、内分泌干扰和生殖毒性等。甲基汞具有非常高的生物累积和放大效应，能够对水生态系统造成较强的危害作用。有研究报道，通过食物链传递作用，鱼类等水生生物可以从水中富集ngL级甲基汞高达10万～20万倍[11]。在我国各种环境介质和生物体组织中都检测到了甲基汞的存在[12-16]。研究表明，组织浓度是累积性物质生物有效性的直接体现[10,17-18]。因此，使用基于组织浓度的毒性数据推导水质基准进而确定水质标准，能够更加科学地保护水生态系统[19]。水质标准是依据水质基准，适当考虑国家的经济技术等条件及水体中污染物浓度水平而确定的[20]，但如何将水质基准转化为水质标准，一直以来都没有具体的操作方法，是水质标准制定中的一大难题[21]。

加拿大和美国的环境保护部门均提出了基于组织残留浓度的甲基汞野生生物基准。其中，加拿大环境部(EC)使用雌貂和小海燕的体重和摄食率参数推导出甲基汞组织残留基准值为33 μgkg(以食物计，全文同)[22]；美国国家环境保护局(US EPA)选取了五大湖5个代表性物种(貂、水獭、秃鹰、银鸥和白腹鱼狗)的体重和摄食率参数以及甲基汞在各营养级的生物累积因子，推导出基于水体甲基汞浓度的野生生物基准值为1.3 ngL[23]。Zhang等[24]针对甲基汞暴露对野生鸟类的毒性效应，整理了最新毒性研究结果，结合中国代表野生鸟类的数据，推导可以保护中国鸟类的野生生物基准值，得到甲基汞基于饮食的组织残留基准值为9.81 μgkg。

笔者基于组织浓度的毒性数据筛选，推导甲基汞的基于组织浓度的基准值；结合甲基汞的生物累积因子，将基于组织浓度的基准值转化为甲基汞的保护水生生物水质基准值；最终结合甲基汞的环境预测浓度，初步确定甲基汞的保护水生生物水质标准值。以期为科学确定生物累积性物质的保护水生生物水质基准与标准，合理地保护我国的水生态系统及水环境质量管理和水生态风险评价提供技术支撑。

1 数据收集和分析方法

1.1 数据收集

从美国ERED组织-效应数据库中搜索甲基汞的基于水生生物组织的毒性——无观察效应浓度(no observed effects data，NOED)数据，并按照国际认可的毒性数据筛选原则，对搜索到的数据进行分析和筛选。对于只有最低可见效应浓度(low observed effects data，LOED)而没有NOED的数据，采用公式NOED=LOED2计算得到[25]。筛选出的毒性数据如表1所示。

表1 甲基汞的基于组织的毒性数据

1.2 分析方法

采用物种敏感度分布曲线(SSD)，使用Origin 8.0软件对获得的毒性数据进行拟合，得到甲基汞基于组织浓度的基准值(TBC)；再根据甲基汞的生物累积因子(BAF)[11]，计算甲基汞的保护水生生物水质基准(WQC)；然后通过对收集到的不同流域中甲基汞的浓度(C甲基汞)数据进行累积概率分布模拟处理，得到预测环境浓度(PEC)；最后综合考虑WQC和PEC，确定甲基汞的保护水生生物水质标准(WQS)。计算公式为：

WQC=TBC/BAF

(1)

若WQC≥PEC，则WQS=WQC

(2)

若WQC

(3)

2 结果与讨论

2.1 基于组织浓度的水质基准值

对表1数据进行甲基汞的物种敏感度分布拟合，结果如图1所示。通过拟合方程获得甲基汞的TBC。选择可以保护90%水生生物的甲基汞浓度(HC10)作为甲基汞的TBC，即TBC=HC10=23.15 μg/kg，该值与甲基汞保护野生生物的组织残留基准值接近[22,24]。

图 1 甲基汞对水生生物的物种敏感度分布曲线Fig.1 Distribution curve of species sensitivity of methylmercury to aquatic life

2.2 水质基准值确定

使用鱼类对甲基汞的BAF，将TBC转化为以水中浓度表示的水质基准。由于鱼类等通过水生食物链可以富集水中ng/L级甲基汞10万～20万倍[11]，为了给水生生物最大限度的保护，BAF取上述范围内的最大值，即为200 000 L/kg，根据式(1)计算得到甲基汞的WQC为0.12 ng/L。该基准值低于US EPA推导的甲基汞保护野生生物水质基准值(1.3 ng/L)[23]，这可能与本研究取的是甲基汞BAF的最大值有关。在确定水质基准值时，若能获得更加科学精确的甲基汞BAF数据，则应采用新的数据对本基准值进行校正与更新。

2.3 水质标准值推导

通过文献调研，收集了我国不同流域水体中甲基汞的浓度数据，如表2所示。对表2数据进行了累积概率分布拟合，结果如图2所示。取累积概率为90%对应的浓度作为甲基汞的PEC，计算得到PEC为1.04 ng/L。

表2 我国不同流域水体中甲基汞的浓度

Table 2 Concentrations of methylmercury in surface water of different basins in China ngL

表2 我国不同流域水体中甲基汞的浓度

水体年份C甲基汞范围均值松花江[26]2006 0～4.3751.21雅鲁藏布江[27]20070.06～0.290.12汉丰湖[14]2010—20110.15～0.720.39乌江渡水库[12]2006—20070.04～0.620.15阿哈水库[12]20050.26～2.050.66乌江中上游水库[12]2006—20070.05～0.320.11贵州草海[12]2005—20060.11～0.670.25乌江流域[12]2006—20090.08～0.150.12阿哈湖[12]20050.002～0.4300.23太湖[28]20110.10～0.270.19贵州高原水库[12]20120.03～0.300.08贵州普定水库[12]20070.06～0.180.10

图2 我国不同流域水环境中甲基汞浓度 的累积概率分布曲线Fig.2 Cumulative probability distribution curve of methylmercury concentrations in surface water of different basins in China

由2.1和2.2节计算得到甲基汞的WQC和PEC分别为0.12和1.04 ng/L。由于WQC

3 结论与展望

基于甲基汞的组织浓度毒性数据，计算了甲基汞基于组织浓度的基准值为23.15 μg/kg，由此确定其保护水生生物水质基准值为0.12 ng/L，进而推导了其适合我国水环境的水生生物水质标准值为0.35 ng/L。该甲基汞水质标准值适用于对淡水水生生物的保护。由于本研究可获得的毒性数据有限，在水质标准推导过程中采用的毒性数据部分来自海洋生物，给推导结果增加了不确定性。当可获得充分的淡水生物毒性数据时，应采用新的数据对水质基准值与标准值进行更新。

本研究结果为累积性物质的水生生物水质标准制订提供了一种定量的方法。但水质标准的确定，除了考虑污染物在地表水体中的浓度分布外，经济性分析也十分必要。当可以获得足够的基础数据时，应在确定水质标准值后，采用经济手段分析标准值造成的经济影响是否可接受，进而判断标准值在应用中的合理性。