流域水生态风险评价及管理对策

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第 30 卷第 2 期
2010 年 2 月

环　 　 　 　 　 境 科 学 学 报 　 Acta Scientiae Circum stantiae

Vol 30, No. 2 . Feb. , 2010

王雪梅 ,刘静玲 ,马牧源 ,等 . 2010. 流域水生态风险评价及管理对策 [ J ]. 环

境科学学报 , 30 ( 2) : 237 - 245
W ang X M , L iu J L ,Ma M Y, et a l 2010. Aquatic ecological risk assessment and management strategies in a watershed: An overview [ J ]. Acta Scientiae . Circum stantiae, 30 ( 2) : 237 - 245

流域水生态风险评价及管理对策
王雪梅 ,刘静玲 ,马牧源 ,杨志峰
北京师范大学环境学院 ,水环境模拟国家重点实验室 ,北京 100875 收稿日期 : 2009 210 229 　　　 录用日期 : 2009 212 228 目标优化管理提出研究展望及管理对策 . 关键词 : 流域 ; 水生态风险评价 ; 复合污染 3

摘要 : 流域水生态风险评价是流域水环境管理急需解决的难题和研究热点 ,与传统风险管理的主要不同点在于流域的异质性和复合污染问题 . 依靠单一污染物研究不足以提供全面风险信息 ,无法适应我国流域水环境改善和生态恢复的管理需求 . 本文通过对复合污染的联合毒性效应 及其研究方法的分析 ,综述和比较了生态风险评价方法的实用性和不足 ,探讨适合于建立流域不同生态单元质量和复合污染效应间关系的方 法 ,发展和构建反映流域时空尺度变化规律的生态风险评价模型 . 并就流域水生态毒理机理 、 水环境的生态响应时空异质性变化规律和流域多

文章编号 : 0253 2 2468 ( 2010) 02 2237 209 　　　 中图分类号 : X171 　　　 文献标识码 : A

Aqua tic ecolog ica l r isk a ssessm en t and managem en t stra teg ies in a wa tershed: An overv iew
3

WANG Xuem ei, L I J ingling ,MA M uyuan, YANG Zhifeng U
Rece ived 29 October 2009; 　　　accepted 28 December 2009

State Key Laboratory of W ater Environment Sim ulation, School of Environment, Beijing Normal University, Beijing 100875

Abstract: R isk assessment of the water environment in watersheds has become an important direction and an urgent p roblem of environmental

management The key p roblem s, which are different from traditional risk management, are the heterogeneity of watersheds and the multip le pollution . sources Single pollutant based risk assessments are insufficient to p rotect aquatic environments and p rovide information for ecological restoration in the .

China Basin. In this paper, studies on ecotoxicological effects and research methods of combined pollution are summarized, and a variety of aquatic ecological risk assessment methods are compared. To develop a model of aquatic ecological risk assess ment including both spatial and temporal changes,

we discuss the methods for establishment of the relationship s between habitat quality of different ecological units and the effects of combined pollution. Recommendations are made in three fields: ecotoxicological effects in a watershed; the spatial and temporal changes of the ecological response to pollution; and op tim ization of multi2 objective management standards for the watershed. Keywords: watershed; aquatic ecological risk assess ment; combined pollution

1　 引言 ( Introduction )

水环境危机是中国环境问题中最复杂且具挑

物的浓度处在很低的水平 , 也会对生态系统和人类 健康产生负效应 ( Eggen, 2007 ) . 而流域作为一个复 合生态系统 , 不仅存在地理位置空间上的连续 , 更 重要的是生物学过程和物理环境的连续 , 这也使得 污染物对水环境的危害在流域尺度上存在连续性 和复杂性 (杨志峰等 , 2006 ) . 随着流域人口 、 社会经 济的迅猛发展 , 使得流域水环境质量日趋恶化 , 资 源短缺矛盾加剧 , 水生态系统结构和功能严重受

战性的 ,大量的污染物不断被排放到自然水体中 , 包含了许多有毒 、 持久性 、 生物高富集的危险化合 物 ,对水生生态系统以及人类的健康造成了巨大的 威胁 (W ei et a l , 2008 ) . 据统计大约有 250000 种人 . 工化学品进入水体 ( OSPAR , 2000 ) , 即使这些污染

基金项目 : 国家重点基础研究发展计划 ( 973) 项目 (No. 2006CB403403) ; 国家水体污染控制与治理科技重大专项 (No. 2008ZX07209 2009) 作者简介 : 王雪梅 ( 1986 —) ,女 , E 2 mail: virginiawxm @163. com; 3 通讯作者 (责任作者 ) , E 2 mail: jingling@ bnu. edu. cn
B iography: WANG Xuemei ( 1986 —) , female, E 2 mail: virginiawxm @163. com; 3 Correspond in g author, E 2 mail: jingling@ bnu. edu. cn (No. 2008ZX07209 2009)

Supported by the National Basic Research Program of China (No. 2006CB403403 ) and the National W ater Pollution Control Major Project of China

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损 ,致使水环境系统所面临的风险形势复杂和程度 加剧 (刘静玲等 , 2008 ) . 风险是指遭受损失 、 损伤 、 毁坏的可能性 , 或者 指产生有害结果的内在概率 . 对有害因子的影响发 生的机率进行评价的过程称为风险评价 . 依据评价 受体不同 ,环境风险评价被划分为健康风险评价和 生态风险评价 , 其中前者所针对评价受体为人 , 评 价对象为化学胁迫因子 ; 后者所针对评价受体是生 态系统 、 生态系统组分或生物栖息地 , 评价的对象 可以是化学 、 物理胁迫因子 , 也可以是生物胁迫因 子 (黄圣彪等 , 2007 ) . 流域生态风险评价已逐渐成 为制 定 流 域 管 理 决 策 的 科 学 基 础 和 重 要 依 据 ( Cor ier, 2000 ) . 与单一地点的风险评价相比 , 流 m 域生态风险评价涉及的风险源以及评价受体等都 具有空间异质性 , 即存在空间分异现象 , 这就使其 更具复杂性 . 流域生态风险研究中另一个问题是复 合污染 ,环境中的化学污染物是一种混合物 , 由于 相互作用 ,它们潜在的生态毒理作用可能要比单一 化学品复杂的多 ( Zeliger, 2003 ) , 研究表明一些化 学品在混合物中即使处在极低的浓度水平仍然具 有较高的活性 ( V ighi et a l , 2003 ) . 目前大多数国 . 家现行的水质监测控制 , 仍主要针对目标化合物的 浓度或主要水质参数 . 而仅对环境立法中规定的化 合物进行分析 ,一方面会忽略对未指定化合物的风 险评价 ,同时理化分析不能检测到水体中所有危险 物质及其相互作用的产物 , 也不能获得水体中所有 污染 物 的 信 息 (W adhia et a l , 2007, M ankiew icz2 .
Boczek et a l , 2008 ) ; 另一方面忽略了污染物与生 .

目前 ,生态风险评价的主要研究工作集中在科 学技术层面 ,即依据污染物环境过程及毒性效应之 间的研究结果 , 认定 、 估计与评价风险 (黄圣彪等 , 2007 ) . 本文通过对复合污染的联合毒性效应及其 研究方法的分析和生态风险评价方法的比较 , 探讨 适合于建立流域不同生态单元质量和复合污染效 应间关系的方法 ,发展能够反映时间和空间尺度变 化规律的生态风险评价模型 , 降低评价结果的不确 定性 ,以期为流域水环境风险评价和管理提供科学 依据 .
2 　复 合 污 染 的 联 合 毒 性 效 应 ( Ecotoxicological effects of combined pollution )

流域由一系列复合生态系统组成 , 水系复杂 , 受多种污染源的影响 , 污染物之间的相互作用影响 生物对某种污染物的积累过程或不同层次上的生 物毒性 ,因而复合污染的作用机理的研究有助于了 解在环境中复合污染物的毒性效应 . 复合污染问题 包括联合毒性作用 , 交互作用和生物地球化学过程 的耦合 . 复合污染物的毒性研究早在几十年前展开 , 美 国科学家 B liss在 1939 年第一个提出了化学混合物 作用的概念框架 ,在此基础上经过科学家努力得到 不断发展 . 但在最初多数研究是有关二元复合物 , 后来 逐 渐 有 了 两 个 以 上 的 复 杂 混 合 物 的 报 道 ( Konem ann et a l , 1996 ) . 根据污染物间有无相互 . 作用和污染物的作用方式 , 复合污染的联合作用主 要可分为拮抗作用 、 协同作用和加合作用 , 而加和 作用包括浓度加和和效应加和两种方式 . 拮抗作用 (Antagonism )是指一种化合物阻碍或 抑制另一种化合物的吸收 、 生理效应的现象 ; 协同 作用 ( Synergism ) 是指一种化合物促进另一种或多 种化合物的吸收 ,两种或多种化合物的联合效应超 过各自效应之和的现象 . 当有些化合物并不存在两 者之间相互作用 ,但作用方式 (M echanism of Action, MOA ) 相 同 时 , 联 合 毒 性 应 等 于 浓 度 加 和 ( Concentration Additive, CA ) ,如果作用方式不同 ,联 合 毒 性 则 是 效 应 加 和 ( Independent Action or
Response Additive, I ) (De Zwart et a l , 2005 ) . A .

物有效性的相互关系 , 将导致高估或低估真正的生 态危险 ( Persoone et a l , 2003 ) . 因此对环境问题的 . 关注已从单一污染物的研究转向复合污染的形成 机理与防治研究 ,从点源污染控制转向区域环境控 制与治理 (黄圣彪等 , 2007 ) . 我国对河流 、 湖泊等地表水体监测与评价仍基 于对水质的物理化学分析 , 且在立法中并没有包括 毒性评价 ,在水质的常规监测与评价中也只对部分 重金属和有机物及细菌数等指标进行单一污染物 的浓度而不是所有污染物的浓度进行评价 , 而这些 资料都不能提供对于水生生态系统潜在危害的充 足信息 ; 而且我国流域常形成复杂的复合污染如海 河流域 ,与其他国家相比更具复杂性和特殊性 , 开 展流域水生态风险评价的研究 , 对于流域的水环境 高效管理和生态改善保护具有重要意义 .

按照复合污染物的组成来分 , 主要包括重金属 复合污染 、 无机 2 机复合污染 、 有 有机复合污染几大 类型 ,不同类型的污染物组合的联合毒性作用均有 报道 ,表 1 列举了近年来的一些有关研究 . 环境中广 泛存在着多种无机和有机污染物复合污染 , 目前研


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王雪梅等 : 流域水生态风险评价及管理对策

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究除了对传统污染物如有机螫合剂 、 农药 、 石油烃 及芳香类化合物 、 重金属等的复合污染研究 , 也逐 渐有一些对新型污染物的联合毒性研究报道 . 药品 和个人护理用品 ( PPCPs)这类新型有机微量污染物 对环境的污染及对生物的毒害效应引起了广泛的 关注 ( Schnell et a l , 2009 ) . 由抗生素等引起的生态 .

毒害问题日益严重 , 抗生素引起的复合污染一方面 源于对生物的直接毒害 , 另一方面抗生素抗性基因 的传播已 成 为 一 种 新 的 环 境 污 染 物 (周 启 星 等 , 2007 ) . 不断出现的新型污染物和未知污染物的复 合生态 效 应 将 增 加 流 域 环 境 风 险 预 测 与 管 理 的 难度 .

表 1　 不同组合复合污染效应
Table 1 　Combined pollution of different compositions

相互作用类型 重金属组合 拮抗作用 Antagonism 无机 2 机组合 有 有机物组合 重金属组合 协同作用 Synergism 无机 2 机组合 有 有机物组合 重金属组合 无机 2 机组合 有 有机物组合

污染物组合
Zn /A s Cu /Cd NH3 2 /Cu2 + / Zn2 + N EDTA /Cu Cu / Pb Cd /Cr6 + Cu2 + /NO 2Pb /Hg/Cd /Cu Zn /N i/ Pb /Cd Cu /菲

受试生物 小鼠 (Modi et a l , 2005) . 藻类 ( Collection, 2006) 水蚤 (W u, 2006) 蚯蚓 (A rnold et al , 2007) . 细菌 ( Cedergreen et al , 2006) . 水稻 (黄德 , 2008) 草鱼 (王少博 , 2007) 水蚤 (W u, 2006) 水蚤 ( Xie et a l , 2007) . 水蚤 ( Cedergreen et al , 2006) . 水蚤 (Meng et a l , 2008) . 菜蛾 ( Jhee et a l , 2006) . 蚤 ( Xie et a l , 2006) . 发光细菌 (宋晓青等 , 2008) 淡水鱼 (张晖 , 2008) 发光细菌 (葛会林等 , 2006)

嘧菌脂 /乐果

N i /菲 咪鲜胺 /敌草快

加和作用 Addition

除草剂 /N i/Cd 雌激素 苯胺混合物

　　 除了复合污染物的组成 , 剂量水平 、 剂量使用 率、 暴露顺序和暴露方式等都影响最后的毒性效 应 . 如除草剂氯嘧磺隆与 Cu、 对小麦根茎的毒 Cd 性 ,在 Cu、 低浓度的时候是拮抗作用 , 而在高浓 Cd 度时则产生协同作用 (W ang et a l , 2005 ) ; 有研究 . 报道以鱼体中蛋白质含量为指标 ,将同时加入 N i和 Cd 与先加 N i再加 Cd 的情况进行比较 ,发现前者毒 性更大 、 协同作用更强 ( V irk et a l , 1999 ) , 故仅用 . 简单的效应模型来估测复合污染的毒理效应是不 足的 . 但由于化合物间存在复杂相互作用 , 很难准 确量化 ,故研究中复合污染物毒性预测集中在不存 在相互作用 时 , 使用 CA 和 I 两种 常用 模型 , 如 A
Faust等采用了这两种模型对均三嗪混合物复合污 染的毒性进行了估测 ( Faust et a l , 2001 ) . 对于更 .

理、 毒性预测模型也有待于更多的积累 . 3 　毒 性 效 应 的 研 究 方 法 ( M ethods of researching ecotoxicological effects) 水生态毒理研究的核心在 生物 效应 , 包括 分 子、 、 、 细胞 个体 种群和群落水平上研究生物对污染 胁迫的响应及其反馈 . 常用研究方法 (表 2 ) 除常规 的实验室毒理研究 、 野外调查 、 试验和定点 、 定位的 研究和监测外 , 还采用生物传感器 、 建立实验室规 模的模式生态系统 (微宇宙 ) 、 室外围隔或笼养生物 等进行毒性测试 ,建立生态系统的数学模型等方法 ( Carlisle et a l , 2006 ) . 但这些标准方法中毒性效应 . 都是跟介质中的浓度和生物有效性相关联 , 对生物 体内污染物的吸收和实际作用浓度往往不清楚 , 而 污染的生物效应的剂量跟毒物在生物体内作用的 靶位点直接相关 . 所以通过毒理动力学对靶位点的 浓度与暴露浓度相结合的研究受到了广泛关注 , 但 由于毒物代谢过程复杂 , 很难量化这一系列的过 程 ,多数研究中多以体内总的污染物浓度来研究其 生物效应 ( Schwarzenbach et a l , 2006 ) . .

复杂的混合物的毒性预测 Junghans等 ( 2004 ) 提出 了二步预测模型 , 根据混合物的 MOA 分类 , 利用 CA 模型预测 MOA 相类混合物的毒性 , 再利用 I A 模型预测各类混合物总的毒性 . 然而此模型的前提 假设是污染物不存在相互作用 , 提出后因为实践的 难度性也尚未有实验证明 , 对于复合污染的作用机

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表 2　 生态毒性效应研究方法比较
Table 2 　Methods of ecotoxicology research

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研究水平

测试内容

暴露类型 室内

研究实例 污染物类型 农药 污水处理厂出水 消毒剂 受试对象 室内培养生物膜 ( Kapanen et a l , 2007) . 人工基质原位培养生物膜 ( Spaenhoff et a l , 2007) . 微宇宙 (张伟 2008) 细菌 、 藻类 ( Picado et a l , 2008) . 蜉蝣类 ( Robertson et a l , 2007) . 蚤类 (Meng et a l , 2008) . 鱼 ( Rand et al , 2000) . 海胆胚胎 (孙雪峰等 , 2009) 鱼 (B roeg et a l , 2005) . 肺肿瘤细胞 (Magrez et a l , 2006) . 鱼肝脏细胞 (B roeg et al , 2005) . 鱼 ( Scheil et a l , 2009) . 鱼 (B roeg et a l , 2005) .

群落

结构 、 功能

室外

种群

死亡 、 疾病 、 丰度 、 基因多样性 、 恢复率 代谢 、 、 、 生殖 行为 发育

室内 室外 室内

工业废水 污染河水 重金属 杀虫剂 农药 污染河水 碳纳米材料 污染河水 杀虫剂混合物 污染河水

个体

室外 细胞 代谢 、 免疫反应 神经元功能 、 遗传毒性 、 酶溶体 稳定性 酶活性 、 、 受体 离子通道 、 DNA、 RNA 室内 室外 亚细胞 室内 室外 室内 室外

分子

　　 为了更全面了解污染物的毒性效应及其对生 态环境的影响 , 研究方法也不断发展 : 从单一污染 物到复合污染物 ,从短期急性毒性效应到长期的慢 性毒性效应 , 从简单的室内模拟到室外的原位实 验 ,从单一物种到多物种以及生态系统 , 从单一水 平到多水平 . 但仍存在一些问题 , 如单一物种毒性 并不足以外推来估测群落水平的效果 , 采用群落水 平调 查 受 到 缺 少 简 单、 模 化 的 方 法 的 限 制 规 ( Schm itt2 Jansen et a l , 2007 ) , 因此 , 研究逐渐采用 . 多营养级的物种组合 ( Picado et a l , 2008 ) 、 . 生物膜 ( Sabater et a l , 2007 )等方法 . 此外 ,基因组学 、 . 蛋白
et a l , 2003 ) . 在技术方面如时间温度梯度电泳 、 . 流

尺度下环境模拟与生态毒性机理如何在宏观尺度 下流域水环境管理中应用也是面临的待解决科学 难题 ,急需新思路和新方法 .
4 　流 域 水 生 态 风 险 评 价 研 究 ( Aquatic ecological risk assess ent in watershed ) m

目前 ,国内外对水环境风险评价的研究类型主 要包括水环境健康风险评价 、 水生态风险评价和水 质风险评价 . 水环境健康风险评价的研究多是针对 不同水体单元中单一或多种污染物质 , 基于毒理数 据 ,利用成熟的评价模型进行评价研究 , 还没有从 流域水环境整体角度出发 , 无法考虑多风险源和多 胁迫因子及其相互关系 . 关于水环境生态风险评价 还处于起步阶段 ,目前已开展的一些研究一般是基 于生态风险评价的理论和框架 , 针对具体的污染物 从水生态毒理的角度进行研究 , 大多还仅处于理论 方法的探讨阶段 . 如江敏等 ( 2006 ) 对水产养殖中的 伊维 菌 素 的 水 生 态 风 险 进 行 了 评 估 ; W ang 等 ( 2005 ) ,通过对黄河三角洲湿地水体中多环芳烃的 特征来源解析 , 评估了其生态风险 . 对流域由复合 污染引起的生态系统问题需要化学 、 毒性和生态系 统评价 3 个层面的方法 . 传统的根据污染物的浓度 进行风险评价的化学评价方法已被广泛研究 , 应用 到常规的监测管理中 , 在此本文主要对几种毒性和 生态评价方法进行了探讨和比较 (表 3 ) .

质组学和代谢组学等新兴技术领域的方法也不断 被应用进来 , 如通过基因组学和毒理学的结合 , 可 以了解在污染物长期或短期暴露下对生物基因表 达的 改 变 , 获 得 其 遗 传 毒 性 的 数 据 ( M iracle Ann et a l , 2004 ) ; 又如英国建立在代谢组学基础上的 . 毒理数据库 ,为毒性作用的预测提供了支持 ( L indon 式细胞仪 、 高效液相色谱法等方法的应用也促进了 生 态 毒 理 的 研 究 ( Stachow ski2 Haberkorn et a l , . 2009 ) . 从现有的研究来看 , 微观的方法技术是毒理 研究很好的工具 ,但如何解释并利用各类组学所获 得的大量数据 ,将分子和生化效应与复杂的环境相 结合依然是生态毒理研究的挑战 . 而且仅依靠这类 方法无法描述污染物对生态系统的复杂作用 . 微观

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表 3　 复合污染的评价方法
Table 3 　Ecotoxicological assessment methods of combined pollution

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评价方法 毒性 当 量 因 子 法 ( Sutter
et a l , 2006) .

主要指标 混合 物 的 毒 性 当量 ( TEQ )

评价对象

优点 通过剂量转化为单一物 质 ,只需要考虑相对毒性 强度 ,不需要研究每一组 分的全面毒性 . 对组分作用方式不相似 的混合物具有较好的预 测能力 ,基于每种组分单 独暴露的毒性反应累加 . 快速 、 高效 , 直接反应整 体毒性效应 . 长期暴露下复合污染物 的毒性效应的评价 . 快速的室内急性毒性实 验外推室外自然水体的 长期的生态毒性 .

缺点 仅能 对 已 知 组 分 及 MOA 相同的混合 物进行 评价 , 适用范围窄 ,要求严格 . 需要 确 定 每 一 组 分 的 剂 量 2 应关系曲线 , 只有当 反 曲线在低浓度时呈线性才 有效 . 对于低浓度的复合污染的 慢性毒性无法进行评价 . 采用单物种外推生态系统 安全存在不确定性 . 仅能对有机类复合污染进 行评价 .

已知 组 分 的 复 合污染物 毒性评价 反 应 加 合 法 ( Backhaus
et a l , 2000) .

毒性效应 E
( Cm ix )

直接毒性评价法 ( Picado
et a l , 2008) .

受试生物 EC50值
BA I > 25 生 态

废水 或 含 高 浓 度污染物水体 自然 水 体 的 污 染物 自然 水 体 中 的 有机污染物

生物效应指数
(B roeg et a l , 2005) .

受损

生态评价

生物安全指数
(W ei et a l , 2006) .

BSR 级数

4. 1. 1 　 毒性评价 　 对复合污染物的毒性评价方法

2008 ) . 直接毒性评价的方法快速高效 , 能够对复合

总结起来主要有 3 种 : ① 综合分析法 ,将复合污染物 作为一个共同作用的整体 , 如直接毒性评价法等 ; ② 组分分析法 ,对复合物污染物中的各组分进行单 独研究 ,再通过组分不同的加合方式评价整体的效 应 ,如剂量加和法 、 反应加和法 ; ③合成分析法 , 通 过研究简单的污染物组合来外推更加复杂的污染 物组合的效应 (M cCarty et a l , 2006 ) . . 直接毒性评价的方法是将包含多种已知和未 知污染物的废水样品作为一个整体 , 以样品急性毒 性实验的受试生物效应 (半效应浓度 EC50或半致死 浓度 LC50 )来进行毒理评价 . 美国 、 加拿大以及欧盟 等国都有详细的利用不同生物进行直接毒性评价 的导则 ,并有相应的毒性判断标准 . 根据受试对象 的不同 ,把水生生物毒性试验分为 : 藻类毒性试验 、 细菌类毒性试验 、 原生动物类毒性试验 、 蚤类毒性 试验 、 鱼类毒性试验及群落级毒性试验 . 国内也有 运用生物对工业等废水的毒性评价研究 (李凯彬 ,
2006 ) ,但国家尚未出台统一标准和导则 . 近年来 ,

污染的整体生态毒理效应进行评价 , 提供对环境保 护和污染物控制的信息 . 但此种评价方法的毒理学 终点都是依赖于急性毒性实验 , 对于低浓度的复合 污染的慢性毒性无法进行评价 . 4. 1. 2 　 生态系统评价 　 生态毒理学中常利用生物 标志物和指示生物来评价污染物的生态效应 , 可以 弥补实验室毒理实验的不足和限制 , 更直接准确的 反应生态状态 . 生态系统中的敏感物种或关键物种 及其特殊的反应常被作为反应生态系统的指示生 物或生物标志物 , 敏感生物分子 、 生化的变化到种 群、 群落的响应变化都可以用作评价外界胁迫的生 态效应 ( Adam s, 2000 ) . 如下面介绍评价的方法都 是基于相应的生物标志物和指示生物 . 生物效应评价指数 ( bioeffect assessm ent index, BA I) 是 由 K B roge 等 在 健 康 评 价 指 数 ( Health . assess ent index)基础上改进的生态毒理评价方法 . m
BA I是基于欧洲比目鱼的肝脏在多个病理学终点的

直接毒性评价朝着多物种综合评价的方向发展 , 以 求更全面的评价废水对生态系统的影响 , 建立控制 污染的 标 准 . 如 欧 洲 的 一 项 多 个 实 验 室 联 合 对
Trancao河流域的工业废水生态毒理学评价中 ,利用

指标通过加权得出的综合性指数 , 包含了分子水 平、 亚细胞水平 、 细胞水平 、 个体水平和种群水平的 生物标志物 ,而多水平的生物标志物可以综合反应 出复合污染物的毒性效应 (B roeg et a l , 2005 ) . BA I . 所获取的长期暴露下慢性毒性的生态毒理学信息 , 可对多种污染的复合污染做出评价 , 不足的是这种 评价方法仅仅基于单物种 , 虽然包含多个水平的毒 性效应 ,但不能对污染物与其他物种及生态系统的 危害做出评价 .


了不同营养级的多种生物结合理化指标进行分析 评价 ,废水对受试生物的 EC50值小于 10%被认为是 有毒的 , 并筛选出了最优敏感的生物组合 (细菌 、 蚤 、 类 测 试 ) 作 为 立 法 的 参 考 ( Picado et a l , 藻 .

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生物安全指数 ( bio 2safety rank, B SR ) 是由魏东 斌等 (W ei et a l 2006 )建立的一种通过敏感生物组 . 合的室内短期急性毒性实验外推评价自然水体长 期的安全等级的方法 . 此种外推的方法的基础是急 性毒性与慢性毒性的比例即 ACR ( Acute 2to 2chronic ratio ) ,常使用急性毒性实验的半效应浓度 ( EC50 ) 与 慢性毒性试验的最大无效应浓度 ( NOEC ) 的比值
(Ahlers et a l , 2006 ) . 参考了 USEPA 的研究结果筛 .

性进行评价 (W ei et a l , 2006; 2008 ) . B SR 的方法 . 通过简单快速的室内急性毒性实验评价了室外自 然水体长期的生态毒理效应 , 使用生物组合可以更 全面地反映有机污染对生态系统的影响 , 但不足的 是仅对有机污染进行了评价 ,忽略了其他污染物 . 综上可见 ,现有的评价方法可以为水生态保护 提供有用的信息 , 但仍存在各自的局限性 , 单独应 用在流域尺度上是不足以提供全面的信息用于流 域水生态保护和管理 . 同时流域包含了多个不同的 生态单元 ,不同地区的水体无论从水质上还是从水 生态系统的结构特征上都有着明显的差异 , 且不同 生态单元质量同时受到水质 、 水量和水生态的共同 影响 . 因此 , 应该根据流域的情况建立流域不同生 态单元质量和复合污染效应间关系 , 加强生态系统 的监测 ,需要将化学 、 毒性和生态系统评价 3 种方法 结合起来形成流域水生态风险评价的体系 (见图 1 ) ,发展能够反映时间和空间尺度变化规律的生态

选出了在同类生物对污染物最敏感的藻 、 蚤和鱼作 为受试生物组合 , 并由日本的毒理数据库分析了 300 种化合物对这 3 种生物的 ACR , 在 300 种化合 物 ACR 的 80%的置信区间确定了浓缩倍数 n, 并在 n 的基础上确定 3 个更小的浓缩倍数 . 通过分离浓 缩获得自然水样中的有机污染物的混合物 , 并稀释 到指定倍数进行急性毒性试验 . 通过各浓缩倍数的 急性毒性实验进行打分 , 综合 3 种生物的分数进行 BSR 分级 ,可对自然水体有机污染物长期的生态毒

图 1　 流域水生态风险评价模式图

Fig 1 　Model of water risk assessment of combined pollution in a watershed .

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王雪梅等 : 流域水生态风险评价及管理对策

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风险评价模型 , 降低评价结果的不确定性 , 提供的 风险信息服务于流域的综合管理 .
5 　展 望 及 管 理 对 策 ( Prospective and managem ent strategies)

在了解流域污染物的产生 、 迁移 、 转化和富集 基础上 ,加强生态系统监测 , 有助于我们了解栖息 地质量和复合污染效应间关系 , 发展能够反映时间 和空间尺度变化规律的生态风险评价模型 . 由于流 域尺度下水环境的多样性和复杂性 , 流域水生态风 险的研 究 和 管 理 在 如 下 方 面 有 待 进 行 深 入 系 统 研究 . 5. 1 　 生态毒理效应机理研究 ( 1 )污染物之间的相互作用复杂 , 而且在实际 水环境中 , 很多污染物的含量低 , 更多的是由于复 合污染造成生态破坏 , 故应注重对污染物的联合作 用的毒理研究 . 通过了解其联合毒理效应和致毒机 理 ,确定复合污染物组分间的联合或相互作用的剂 量范围等 . ( 2 )环境中污染物种类众多 , 研究清楚所有污 染物的生态毒理效应和相互作用是一项艰巨的工 作 ,而污染物的作用方式 (MOA ) 直接影响了复合污 染物的生态毒理效应 . 故可以考虑按 MOA 进行污 染物的分类 ,按类进行生态毒理的研究和管理 . ( 3 )不断出现的新型污染物已经对水环境造成 影响 ,对新型污染物的生态毒理的研究将基于化学 和生物学新型分析测试手段的进步与发展 . 5. 2 　 流域时空异质性变化规律研究 ( 1 ) 流域是由不同生态系统组成的异质性区 域 ,不同的生态单元的水体无论从水质上还是从水 生态系统的结构特征上都有着明显的差异 . 因而需 要研究适合于不同生态单元的监测方法 , 在生态系 统监测的基础上建立栖息地质量与复合污染效应 间的关系 ,反映时间和空间尺度的变化规律 . ( 2 )在毒理效应研究的受试物种上虽然不再局 限于单一物种 , 使用了各种生物组合 , 但在反映对 生态系统的影响上还是存在局限性 . 故在流域尺度 上 ,为了反映复合污染对流域生态系统的影响 , 可 以使用如生物膜 、 微宇宙等方法在流域上中下游针 对不同生态系统开展 ,以探索生态系统的响应机制 . ( 3 )已有研究采用的方法多局限在室内的急性 毒性实验 ,室外长期的原位暴露实验将是未来的发 展趋势 ,在流域选择具有不同水环境复合污染特征 的监测点位 ,将低浓度条件长效应下的实验室环境

模拟结果与原位暴露的数据有效的结合起来 , 发现 流域水环境复合污染生态效应及其时空变化规律 具有重要理论意义和应用价值 . 5. 3 　 面向流域多目标优化管理对策 ( 1 )流域尺度的生态风险评价 , 有利于流域的 综合保护和管理 , 但现有的评价方法还不完善 , 不 能提供全面的评价信息和确定相应的管理标准 . 在 已有方法的基础上需要研究适合于流域尺度的评 价方法体系和管理标准 , 将化学 、 毒性 、 生态评价 3 种方法结合起来 . 借鉴国外的化学品登记制度加强 化学品管理 ,结合水资源优化调度和生态需水保障 技术 ,从水资源质量 、 生态需水量和生态系统健康 3 方面进行风险管理 . ( 2 )由于环境中复合污染物成分和作用机制复 杂程度 ,传统的水质的理化监测不能提供对于水生 生态系统潜在危害的充足信息 , 需要加强长期定位 的生态系统监测 ,依据生态系统质量 2 应关系开展 效 风险预警 ,并建立共享数据的资源平台 , 以实现流 域的生态系统管理 . ( 3 ) 对于水生态系统已经受到严重破坏的流 域 ,风险预警已不能满足于管理需求 , 应注重生态 系统的恢复或修复评价体系的研究 , 建立动态的评 价指标体系 , 为流域的水生态恢复的管理提供依 据 ,保障生态恢复的可持续性 .
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  本文关键词：流域水生态风险评价及管理对策，，由笔耕文化传播整理发布。