孟伟_我国主要水体环境污染现状与毒理学研究
我国的水污染现状与水环境管理策略——访中国工程院院士、中国环
孟伟 ：２ ０ ０ ７ 年太湖 发生水 藻 ，影 响水安 全 以后 ，中国 环境科 学研究 院作为 主要 的承担单位 对 中国的九个 湖库 生 态安 全 做 了评 估 ，从 流 域人 口 、流域 水 资 源 的利 用率 、 Ｃ Ｏ Ｄ、氨氮 、总磷 、总氮 等各个方 面进 行 了评 估 ，我们 的
评估 是４ ＋ １ 的模 式 。所谓 … ４ ’就是包括 生态 系统健康 、生
态 系统服 务功 能 、人类 对环境 的影 响 、生态 可能发 生的变 化 ，从 这 四个 方 面最 后 得 出一 个 总体 安 全或 不 安 全 的结 果 。这就 是我们 进行湖 库生态安 全评估 的基本 指导思想 和
环境 保 护 的思 路 ，要从 过 去 的 污染 治 理 ，再 污 染 、再 治
理 ，这样 一个 低效率 循环 的路子 ，转变 为保护 、修 复 、再 保 护 ，不断地 提高 自然资 源 、生态 服务 功能和 优 良资 源资 产 的高效 率循 环的模式 ，这是 生态 文 明建 设一个 最根本 的
Ｉ ｔ Ｖ Ｉ ￣ ０ Ｎ 眦ｍ
济
证 ，提 出来 的Ｂ Ａ Ｔ 技术 就是 最佳 实用技 术平 台 ，让企业 有 个 自助选 择污染治理技术的平 台去使用 。
念？
行 ： 末 米 我 Ｈ 的 水 环 境 符 仃
新 路 ｆ ｌ Ｊ 新
第 五 ，建立 流域 风险预 警管理 制度 。我们不 要总是 被
动地 接受 环境污 染问题 的发 生 ，要把 预 防为主做 在前 面。 既要 关注 突发性 的环境 问题 ，也要关 注 累计 性 的水环境 问 题 。我们 在２ ０ ０ ５ 年松 花江 水污染 事件 发生 以后就接 受 了深 刻 的教训 ，从 那 以后做 了大量 的工作 。针对 近年来 突发事 件演 变 的环 境 问题 ，我们 构建 了一些 很好 的风险评估 技术 平 台。在制 度设计 上一定 要立足 于一个 流域 ，实现 流域 的 综合 管理 。辽宁 省率先在 这方面 做 了大量 的尝试 ，成 立 了 辽河保护 区管理局 。应该讲 实施 以后效果 非常好。
水环境质量基准、标准与流域水污染物总量控制策略
The Quality Criteria, Standards of Water Environment and the Water Pollutant Control
Strategy on Watershed
作者： 孟伟[1];张远[1];郑丙辉[1]
作者机构： [1]中国环境科学研究院,北京100012
出版物刊名： 环境科学研究
页码： 1-6页
主题词： 水环境质量;基准;标准;总量控制;水污染
摘要：辨析了水环境质量基准与标准的概念差异，指出了它们对水污染物总量控制的作用。
全面总结了美国水环境质量基准与标准的制定过程与方法，并对比分析了国内外水质标准体系在组成、保护功能、制定方法上的不同，以及水质标准在水污染物总量控制的应用情况。
分析表明：水质标准是在水质基准基础上依据水体功能来确定的，水质基准是制定标准的基本依据．当前水质基准主要包括毒理学基准和生态学基准2类，基准值主要采用生态毒理学、调查统计分析方法确定，水生态分区是制定生态学基准的区域单元。
从水质标准与总量控制的关系上看，基于水质标准的总量控制是当前水污染控制的发展趋势，并且水质标准体系的内容和组成正在不断发展和完善，保障水生态系统和人体健康安全将是水质标准要保护的核心功能．最后，提出了我国水环境质量基准和标准的发展对策及方向．。
中国流域水环境污染综合防治战略_孟伟
中国环境科学 2007,27(5):712~716 China Environmental Science 中国流域水环境污染综合防治战略孟伟*(中国环境科学研究院,北京 100012)摘要：目前我国流域水污染控制压力巨大,如何采取科学有效的污染防治战略是关键.对我国流域水环境污染与防治现状进行了深入评估,分析了造成水环境污染和环境保护滞后的主要原因.当前我国水污染防治缺乏流域尺度的综合防治理念指导,表现为污染控制指标单一、水环境特征区域差异不清、基准标准体系不够健全以及水环境保护与社会经济未能实现协调发展等问题.针对上述问题,提出了我国流域水环境污染防治的“分类、分区、分级、分期”控制原则,阐述了各类控制原则的具体内容,为国家流域水污染防治策略科学制定提供技术支持.关键词：中国；水污染防治；流域管理；战略对策中图分类号：X820 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2007)05-0712-05The strategy of comprehensive pollution prevention and cure of water environment in Chinese watershed. MENG Wei* (Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China). China Environmental Science, 2007, 27(5)：712~716Abstract：Watersheds in China are facing great pressure from water pollution at present. To formulate an effective and scientific-sound strategy has become a critical issue in water pollution prevention and cure.The author has thoroughly evaluated the current issues of pollution prevention and cure strategy in aquatic environment and analyzed these major factors that cause the shortfall of water pollution prevention and cure in China. They are the lack of the guidelines for water pollution prevention and cure in watershed scale, the lack of comprehensive prevention and cure measurements, the lack of the differentiation analysis of the diversified aquatic environments, the lack of a complete water quality criteria system and the lack of the coordination between water pollution prevention and social economic development. In response to these issues the author proposes the principle of “by categories, by regions, by classes and by phases”, which can apply to the pollution prevention and cure in aquatic environment of China. This principle is discussed in such details, so it can provide the scientific basis in the formulation of national strategy of water pollution prevention and cure of China.Key words：China; water pollution prevention and cure; watershed management; strategy水作为最重要的自然资源,为流域的社会经济发展提供了条件.但是,随着经济的高速发展和城市化进程的加速,我国流域水污染也日趋严重[1].20世纪70年代中期起,我国在一些重点流域展开了大规模的防治工作,取得了阶段性成果,部分河段水质有所改善[2].但是,由于污染物的排放未得到根本遏制,一些江河湖海的污染情况依然十分严重.近年来水污染问题更呈现暴发趋势,各种类型污染问题接踵而至[3],不仅造成巨大的经济损失,还严重破坏了人类的生存环境,威胁到人民群众的生命健康[4].目前,我国正在实施跨越式经济发展战略,面对更为巨大的社会发展压力,只有制定出有效的流域水污染防治战略体系,才能够从根本上解决我国流域水污染控制问题,这是影响我国未来发展能否成功的关键因素.为此,作者在综合评估我国水污染现状的基础上,对未来的流域水环境污染防治战略进行思考,并对其所包含的支撑技术体系进行探讨,为我国水污染防治的国家战略的科学制定与实施提供依据.1 中国流域水环境污染现状、特征与成因根据2005年的《中国环境状况公报》,全国收稿日期：2007-01-24基金项目：国家“973”项目(2002CB4124);国家“十五”科技攻关计划项目(2003BA614A-04)* 责任作者, 研究员, mengwei@5期孟伟：中国流域水环境污染综合防治战略 713七大水系的411个地表水监测断面中,Ⅰ~Ⅲ类、Ⅳ~Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为41%、32%和27%,主要污染指标为NH3-N、BOD5、高锰酸盐指数和石油类[5].其中,工业较发达的城镇河段污染突出,78%的城市河段不适合做饮用水源.近年来,我国内陆水域水体普遍出现水华暴发现象,60%以上的大型湖泊已经不同程度富营养化,城市水体基本上全部富营养化,太湖、滇池、巢湖、白洋淀等大型湖泊水体严重富营养化,汉江、珠江等河流水域也出现水质富营养化[1].持久性有毒有害污染物的影响日益显现,一些新型污染物质不断出现,如抗生素、内分泌干扰物,藻类毒素和杀虫剂氧化副产物等.水生态系统与人体健康面临的潜在风险增大.我国水环境问题产生的根源在于经济增长方式粗放,企业单纯追求经济效益,忽视环境效益和生态效益,从而造成污染物排放量日趋增加.以2005年为例,工业和城镇生活废水排放量达到了524.5亿t,COD和NH3-N排放量分别达到1414.2万t和149.8万t,重点流域的污染物排放量明显超过其环境容量[5].其中,工业点源尚未得到有效控制,工业产业结构仍然不尽合理,造纸、酿造、化工、印染等一些高耗水、重污染行业仍占有一定比重.我国工业生产的资源消耗普遍高于发达国家水平,同行业单位产值下所产生的污染物数量大于国外企业.例如我国工业用水重复利用率仅为55%,比国外先进水平低25%;石化行业的吨油、吨产品排水、污染物排放量与国外先进水平相比差距为2~5倍等.随着城市化进程的加快,近年来城市生活污水排放量迅速增加,但全国城镇污水处理率仅为51.9%,大量生活污水直接或间接进入江河湖库等自然水体,而且由于运行费用不足,部分城市污水处理厂尚不能正常运转,使得城市生活污染问题更加突出.伴随着化肥农药的不断增加以及乡村养殖业的迅猛发展,非点源污染物对水体污染的贡献日益增加,已经成为我国水体氮、磷污染的主要因素,据调查,太湖、滇池和巢湖中约50%的TN和TP 来自农业非点源,但长期以来农村非点源污染一直缺乏有效控制,这使得湖泊水库富营养化问题未得到根本解决.2流域水环境污染综合防治战略存在的问题2.1缺乏流域尺度水环境污染综合防治的战略理念流域是一个完整的水文循环单元,自然作用和人类活动产生的点源、非点源污染物经由支流廊道汇入干流,从而对水环境和水生态系统产生重要影响.因此,流域作为一个相对完整的资源管理单元和人类活动的集中区域,不仅是人类需求和水生态系统生存的载体,也是资源供求、人与自然、发展与水环境保护的矛盾冲突集中体.水环境问题是一个涉及土地利用、上下游相互关系、多种水体类型、多种污染类型的综合性问题,所以基于流域尺度进行水环境管理势在必行.美国在20世纪80年代提出流域水环境保护的概念,强调流域生态系统的整体治理,在综合考虑流域水文和污染物质输移的基本规律以及水生态和社会经济子系统的构成与相互反馈作用的基础上,对地下水、地表水、湿地、水生态系统进行统筹规划、设计、实施和保护,制定综合性的流域水污染防治措施,这样有助于地区(部门)利益冲突内部化,缓解不同部门的冲突,提高流域水环境管理的效率和效益.这种水污染防治策略强调以流域水生态完整性为保护目标,重视流域内所有与水质有关的问题,例如毒性和常规污染物的控制;温度、水流、地下水与地表水的相互作用关系;水道形态、底质组成、河岸带特征、栖息地质量、物种丰度、多样性等生态健康状况,甚至深层土壤生物地质化学等.要求基于区域水生态特征实施针对性的污染控制行动:促进所有特定流域的机构、团体和个人参与流域水环境保护,利用多学科专家和多机构的专业技能、资源和权力综合解决水环境问题.而我国水环境管理仍然以区域污染控制为主,缺乏流域层面上的有效管理策略和方法,造成流域内行政区之间、上游与下游,左岸与右岸,河流与湖库,河流与海洋的跨界冲突现象极为突出.714 中国环境科学 27卷2.2缺乏对于常规指标外的有毒有害污染物的关注长期以来,我国在流域水污染防治领域关注的重点始终是COD、氨氮、重金属等污染分担率较高的指标.一些有毒有机污染物在环境介质中的浓度很低,在COD等指标中不易反映出来,但由于其特定的生物生理毒性和难降解、持久性和生物累积性等,往往对生态系统和人类健康造成更直接严重的危害.对于有毒有机污染物质,必须采取不同于常规污染物的控制措施,要以严格的排放标准为约束实行限制排放为主,而对于一些非常重要的有毒有机物质,要以零排放为约束的禁止排放为主要手段.2.3缺乏对水环境特征区域差异的研究不同流域或者区域水环境的环境承载力、水生态特征等都有较大差异,面临的污染特征也不尽相同,因此实行分区域管理是较为适宜的对策.美国于20世纪80年代制定水生态分区方案,并将其应用于水环境管理中,例如区域监测点的选择、营养物基准制定以及区域范围内受损水生态系统的恢复标准的制定等,为基于流域的TMDL 的制定奠定了基础[6].我国幅员辽阔,不同区域间的水环境特征差异较大,由于没有开展各流域不同河段(区域)的水环境特征的全面研究,更没有建立污染因子或干扰因素对水生态系统影响的作用关系,无法准确判断流域(区域)水环境承载力和水生态特征,污染源控制与水环境管理都存在很大的盲目性,难以实现有效保护.2.4水环境质量基准与标准体系尚不健全水质标准是污染控制的基础,科学识别水体的功能和制定不同的保护目标是成功实施污染控制的关键要素之一,而标准体系的完善能为污染物控制提供更好的技术支持.水质基准可分为两大类,一类是毒理学基准,是依据大量科学实验和研究制定的,例如人体健康基准、水生生物基准等;另一类是生态学基准,是在大量现场调查的基础上通过统计学分析而获得,如营养物基准等[7].美国目前已经建立了一个较为全面的水环境质量基准与标准体系,由水生生物毒理基准、人体健康毒理基准、营养物基准与水生态基准组成,能够综合反映水生态系统的质量状况.我国在水质基准研究方面较为匮乏,水质标准也仅包括水体理化指标,目前尚未制定出营养物标准、水生态标准和沉积物标准等,而且水体功能与水质标准不能科学匹配,难以满足水环境管理的需求.2.5 社会经济发展与水污染防治不相协调我国的水污染防治是在经济技术较低的基础上发展起来,污染控制水平与社会经济发展不相适应,经济决策与环境决策经常背道而驰,使得流域的水环境管理步履维艰,严重影响经济社会的可持续发展.目前,产业结构不够合理,经济增长为粗放式,若延续目前的社会经济发展模式将会对水环境直接构成威胁.因此,需要将生态环境保护目标置于人口、经济社会、环境的大系统中,根据流域水环境系统特征及其需求,综合运用技术、工程、法律、政策、行政、经济、公众参与、教育等各种手段,分阶段制定保障流域可持续发展的水污染控制措施,调控流域范围内的污染排放与水质,实现流域社会经济与污染控制的协调发展.3我国流域水环境污染防治的控制原则为系统解决我国水环境污染防治所存在的问题,成功制订“十一五”及未来水环境管理的战略对策,作者提出我国流域水环境污染防治的“分类、分区、分级、分期”的控制原则.3.1 污染物质的分类控制原则采取不同的污染控制措施,有针对性地防治不同特性的水污染物,污染物可以根据结构、毒性、功能要求和降解特性等进行分类.根据污染物质的结构和组成,可以将其分为合成有机物、金属、无机物和卫生学指标等;根据污染物的毒性特点,可以分为常规污染物(含氮、磷营养盐)与优先控制污染物;根据污染物对水体生态功能与资源用途的影响作用,可以分为淡水水生生物保护、海水水生生物保护、人体健康保护等方面的控制污染物;根据污染因子的降解特性,可以分为保守物质(包括重金属、难降解有毒有机物质等)和非保守物质(包括COD、NH3-N等).通过对5期孟伟：中国流域水环境污染综合防治战略 715上述特点的总结,结合水污染防治管理的需求,作者将其归结为5类控制指标,分别提出了相应的控制要求(表1).表1不同类型污染物质的控制措施Table 1 Control for different types of pollutants序号污染物质类型排放标准控制总量控制备注1 禁排有毒有机物质零排放否 POPs类2 限排有毒物质是讨论重金属等3 常规污染物质是是包括COD、氨氮等4 营养物质是是总氮、总磷5 卫生学指标否否粪大肠杆菌等3.2污染控制的分区原则针对我国地域广阔,水环境特征差异显著的特点,需要依据区域自然环境特征,制定不同的污染控制对象与控制标准,实施差异性的污染控制策略.分区要考虑到水文过程的完整性,生态系统的一致性以及水体功能的差异性,可采取水资源分区、水生态分区和水环境功能分区等多种分区形式,构建水污染物控制的分区体系.其中,水资源分区是根据水文循环单元进行划分,主要体现水文过程的完整性,表现出污染物输移转化规律,是实现水量水质综合管理的重要单元.水生态区主要是根据影响流域水生态特征的自然要素进行划分,例如气候、地形地貌、植被、土壤和土地利用等因素,其实质是一定尺度下的水体分类方法,主要用于识别水体生态功能和确定水体的生态完整性标准,是实施基于水生态安全的污染控制策略的重要控制单元.水环境功能分区是在水生态分区基础上,充分考虑我国水环境管理能力及地方差异性,在流域尺度和时间尺度上权衡人类需求功能与水生态需求功能所采取的一种分区方法.流域水环境功能区包括3种类型,即重要功能区、一般功能区和冲突协调区,功能区的管理目标不仅包括水质目标,还应包括水生生物和水量目标.在制定水环境功能区划时,采用冲突协调机制处理跨行政界、上下游、左右岸等冲突问题,需要统筹协调流域与海洋、河流与湖泊水质标准的冲突问题. 3.3水质目标的分级原则水体往往具有饮用水、休闲用水、捕鱼/食用、水生生物栖息地、农业用水和工业用水等多种功能,不同功能水体对水体污染程度要求不同,因此,需要制定不同级别的水质保护目标.我国正是依据地表水域使用功能和保护目标实施分级水质管理,将水体划分为5类功能区,即自然保护区、饮用水源地、渔业、工业和农业等用水水域.按照高功能区高要求、低功能区低要求的原则,分别赋予了Ⅰ类到Ⅴ类的水质标准,水域功能类别高的标准值严于水域功能类别低的标准值.但是我国的水质标准体系不够健全,尚不能支持水体功能的保护.以湖库富营养化保护为例,美国1998年开始制定区域性的营养物基准[8],2000年发布河流、湖库的营养化基准制定导则[9],至今已逐步颁布14个生态区的河流、湖库的营养物水质基准.但是我国尚未制定出针对湖泊、水库的营养状态标准,只是采用与地表水标准相同的毒理及耗氧类指标进行评价和管理,评价结果不能体现不同自然条件、不同水体类型之间的富营养化差异,也不能实施针对性的管理措施[10].3.4污染防治的分期保护原则分期包括两层含义,一是以季节特征为基础的污染控制,目的是体现控制中的水期差异;二是以年度特征为基础的污染控制,目的是体现控制目标与措施的分阶段实施.目前,污染控制没有体现出水期的差异,往往是选择枯水期水文条件作为水质安全的水文条件,确定污染控制方案.这种方法存在着一定的缺陷,一方面由于污染特征的差异,水污染控制可能危险段并不在枯水期,例如有些流域的排污期与径流特征不同步,以辽河干流为例,TP污染在丰水期最为严重,因此作为河流入海总量控制需要选择丰水期,实施TP负荷的总量控制;另一方面,由于缺乏对水期变化的考虑,造成污染控制缺乏灵活性,使得安全时段的剩余环境容量难以得到充分利用,对区域污染控制造成较大的压力.此外,污染控制的目标并不能一蹴而就,需要以流域水生态安全为最终目标,根据社会经济技术发展水平,分别制定近期、中期和远期的目标,716 中国环境科学 27卷并提出分阶段的污染实施方案,这不仅有利于政府针对性地采取措施,保障水污染防治与社会经济发展的协调.美国许多州都意识到对所有水域同时进行管理是不实际的,因此往往采取分步骤实施的方式,即对1/5水域进行监测,对另1/5水域进行评价并找出优先问题,用数学模型制定1/5水域的TMDL,同时制定1/5水域的管理计划,对最后1/5水域实施管理计划,这些计划在下一个年度管理中进行水域轮换[10].4结论4.1为从根本上解决我国水污染的复杂问题,就必须实施流域污染控制策略,在流域尺度上开展系统性、综合性、前瞻性的水污染控制技术体系研究,重点在于转变传统的污染控制理念.4.2根据流域地理、水文气象、生态一致性和社会经济发展水平,开展全国水环境生态分区方案研究,根据不同区域的水生态系统类型特征与水环境特征,提出不同分区的污染控制要求,从而为污染控制目标的分解提供支持,以水环境生态分区为基础进行污染负荷的计算和管理.4.3尽快开展水环境基准与水环境标准的研究工作,建立和完善适合我国国情的水环境基准、水环境质量标准与水污染物排放标准.将水生态系统健康保障作为污染控制的基本目标.4.4在分类、分区、分级和分期的理念支持下,以公平和效率的原则,合理配置污染物削减量,实现污染控制与社会经济的协调发展.4.5完善我国流域污染控制技术管理体系,根据社会经济发展水平,制定和颁布污染控制的相应技术规范,进一步加大监察、监管力度,推进环境保护法、水污染防治法的责任落实.参考文献：[1] 吴舜泽,夏青,刘鸿亮.中国流域水污染分析 [J]. 环境科学与技术, 2000,89(2):1-6.[2] 张昕.关于我国重点流域水污染防治问题的思考 [J]. 环境保护, 2001,(1):35-38.[3] 孟伟,苏一兵,郑丙辉.中国流域水污染现状与控制策略的探讨 [J]. 中国水利水电科学研究院学报, 2004, 2(4):242-246. [4] 杜梅,马中.流域水环境保护管理存在的问题与对策 [J].社会科学家, 2005,112(2):55-61.[5] 国家环境保护总局.2005年中国环境状况公报 [R]. 北京:国家环境保护总局, 2005.[6] Hughes R, Whittier T, Rohm C, et al. A regional framework forestablishing recovery criteria [J]. Environmental Management, 1990,14(5):673-683.[7] 孟伟,张远,郑丙辉.水环境质量基准、标准与流域水污染物总量控制策略 [J]. 环境科学研究, 2006,19(3):1-6.[8] U.S. EPA. Nationl strategy for the development of regionalnutrient criteria [R]. EPA-822-R-98-002. Washington DC: U.S.Environmental Protection Agency, 1998.[9] U.S. EPA. Nutrient criteria technical gruidance manual lake andreservoirs (first edition) [R]. EPA-822-B00-001. Washington DC: U.S. Environmental Protection Agency, 2000.[10] U.S. EPA. A review of statewide watershed managementapproaches [R]. Washington DC: U.S. Environmental Protection Ageney, 2002.作者简介：孟伟 (1956-),男,山东青岛人,研究员,博士,主要从事流域生态学、流域水污染物控制以及河口海岸环境科学等基础理论与应用科学的研究工作.出版专著4部,发表论文20余篇.。
中国主要水域抗生素污染现状及其生态环境效应研究进展
中国主要水域抗生素污染现状及其生态环境效应研究进展中国主要水域抗生素污染现状及其生态环境效应研究进展摘要：抗生素污染已成为全球环境问题的重要组成部分，对生态环境和人类健康产生了严重的影响。
本文综合分析了中国主要水域抗生素污染现状及其生态环境效应的研究进展。
研究发现，中国水域中广泛存在抗生素污染，不仅严重影响水生生态系统的稳定性和功能，还对水生生物的生长、繁殖和免疫力产生负面影响。
该文章进一步探讨了抗生素污染的来源和迁移途径，并介绍了目前主要应用的治理和修复技术。
最后，文章总结了中国目前在抗生素污染研究方面存在的问题和未来的发展方向，以期为进一步深入研究和解决抗生素污染问题提供参考。
一、引言随着全球抗生素使用量的迅速增加，抗生素污染已成为世界范围内的环境问题之一。
抗生素污染指的是抗生素及其代谢产物在水环境中高浓度存在的现象，对水生生物和生态环境产生了严重的影响。
抗生素是一种广谱微生物杀手，其存在水体中可能引发微生物菌群的改变，进而影响整个水生态系统的平衡和稳定性。
另一方面，抗生素的过量使用和排放也可能导致细菌对抗生素产生抗性，加剧细菌耐药性的问题。
近年来，中国国内对抗生素污染的研究日益增加，但仍存在一定的研究空白和不足之处。
二、中国主要水域抗生素污染现状抗生素污染普遍存在于中国水域中，主要集中在城市污水处理厂的出水和农业用水中。
研究发现，目前中国城市污水处理厂的出水中总抗生素浓度普遍较高，出水中的抗生素残留主要来自居民日常使用抗生素、医院废水和养殖业废水的排放。
农业用水中的抗生素污染主要源于农田灌溉中所使用的污水和排泄物。
此外，一些地区的地下水和水源地也被证实存在抗生素污染。
在不同的水域中，抗生素的污染情况也存在一定的差异。
河流、湖泊和水库是中国水体中抗生素污染的主要场所。
河流水域经受着城市污水、农业和工业废水的多重影响，抗生素污染较为严重。
湖泊和水库相对封闭，受到抗生素的影响较小，但也无法完全避免抗生素的污染。
中国主要水域抗生素污染现状及其生态环境效应研究进展
中国主要水域抗生素污染现状及其生态环境效应研究进展一、本文概述随着全球抗生素使用量的不断增加，抗生素污染问题日益严重，尤其是在水域环境中。
中国，作为世界上最大的抗生素生产和使用国，其水域抗生素污染现状及其生态环境效应已成为国内外研究的热点。
本文旨在概述中国主要水域抗生素污染的现状，总结近年来生态环境效应的研究进展，以期为未来抗生素污染防控和水域生态安全提供科学依据。
本文对中国主要水域（包括河流、湖泊、水库、近海等）的抗生素污染现状进行了梳理，分析了抗生素的来源、分布特征及其影响因素。
本文重点综述了抗生素污染对水域生态系统的影响，包括抗生素在水生生物体内的积累、对水生生物的毒理学效应以及对水域微生物群落结构的影响等。
本文还讨论了当前研究中存在的问题和挑战，以及未来的研究方向。
通过本文的综述，旨在提高公众对抗生素污染问题的认识，促进相关政策的制定和实施，推动抗生素污染防控和水域生态保护的科学研究和技术创新。
二、中国主要水域抗生素污染现状近年来，随着人们对抗生素使用的不断增加，抗生素污染问题在中国的主要水域中逐渐凸显出来。
据相关数据显示，中国境内多条河流、湖泊和水库中均发现了抗生素的存在。
在河流方面，黄河、长江、珠江等主要河流的抗生素污染尤为严重。
这些河流的抗生素污染主要来自于沿岸的制药厂、医院、养殖场等排放的废水。
城市生活污水的排放也是河流抗生素污染的重要来源之一。
湖泊方面，太湖、巢湖、洱海等湖泊也存在抗生素污染问题。
湖泊的抗生素污染主要来自于周边地区的农业活动、城市污水排放以及工业废水排放等。
这些活动导致大量抗生素进入湖泊水体，对湖泊的生态环境造成了严重影响。
中国的一些水库也受到了抗生素的污染。
这些水库通常用于供水、灌溉等用途，因此抗生素污染可能对人类健康和生态环境造成潜在威胁。
中国主要水域的抗生素污染问题不容忽视。
这些污染不仅影响了水体的生态平衡，还可能对人类健康造成潜在危害。
因此，需要加强对抗生素污染的研究和治理，制定更加严格的环保政策，以保障人民健康和生态环境的可持续发展。
保护淡水水生生物硝基苯水质基准研究
保护淡水水生生物硝基苯水质基准研究吴丰昌;孟伟;张瑞卿;李会仙;曹宇静;徐冰冰;冯承莲【摘要】Nitrobenzene was studied through investigations and analysis of two types of aquatic ecosystems and aquatic biota in China and the United States. The species toxicity data in the two countries were selected, and the aquatic life criteria were derived using three methods: species sensitivity distribution curve method, toxicity percentile rank method and the assessment factor method. At the same time, the ecological risk of nitrobenzene to surface water in China was preliminarily assessed by combining the toxicity results with the distribution characteristics of nitrobenzene concentrations in Chinese surface water. The results show that the criteria derived by the same method in the different countries were different due to the differences of aquatic biota. The criteria of the United States were higher than those of China. The species sensitivity distribution method was most reasonable among the three methods. The acute and chronic criteria of China derived using this method were 0. 572 and 0. 114 mg/L, respectively. The acute and chronic criteria of the United States derived from this method were 7. 271 and 2. 031 mg/L, respectively. The risk assessment showed that nitrobenzene might have no potential adverse effects on Chinese surface waters.%以硝基苯为研究对象,在分析美国和中国2种类型水生态系统和生物区系特征的基础上,分别筛选两国水生生物物种的毒性数据,运用物种敏感度分布曲线法、毒性百分数排序法和评价因子法分别推导了2个国家保护淡水水生生物水质基准;同时,结合国内外主要水体ρ(硝基苯)分布特征,对地表水体中硝基苯生态风险进行了初步评价.结果表明:由于生物区系不同,同样方法得到的美国水质基准值明显高于中国水质基准值,其中物种敏感度分布曲线法得出的基准值最为合理.用物种敏感度分布曲线法得到中国硝基苯急性基准值为0.572 mg/L,慢性基准值为0.114 mg/L;美国硝基苯急性基准值为7.271 mg/L,慢性基准值为2.031 mg/L.风险表征结果显示,中国主要地表水体中硝基苯不存在潜在的生态风险.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2011(024)001【总页数】10页(P1-10)【关键词】硝基苯;水质基准;水生态系统;生物区系;物种敏感度分布法【作者】吴丰昌;孟伟;张瑞卿;李会仙;曹宇静;徐冰冰;冯承莲【作者单位】中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国科学院广州地球化学研究所,广东,广州,510640;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;中国环境科学研究院,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012【正文语种】中文【中图分类】X-65Abstract:Nitrobenzene was studied through investigations and analysis of two types of aquatic ecosystems and aquatic biota in China and the United States.The species toxicity data in the two countries were selected，and the aquatic life criteria were derived using three methods:species sensitivity distribution curve method，toxicity percentile rank method and the assessment factor method.At the same time，the ecological risk of nitrobenzene to surface water in China was preliminarily assessed by combining the toxicity results with the distribution characteristics of nitrobenzene concentrations in Chinese surface water.The results show that the criteria derived by the same method in the different countries were different due to the differences of aquatic biota.The criteria of the United States were higher than those of China.The species sensitivity distribution method was most reasonable among the three methods.The acute and chronic criteria of China derived using thismethod were 0.572 and 0.114 mg/L，respectively.The acute and chronic criteria of the United States derived from this method were 7.271 and 2.031 mg/L，respectively.The risk assessment showed that nitrobenzene might have no potential adverse effects on Chinese surface waters.Keywords:nitrobenzene;water quality criteria;aquatic ecosystem;aquatic biota;species sensitivity distribution method硝基苯是化学工业大量使用的化工原料和反应中间体［1-2］.动物试验研究证明，硝基苯具有致癌潜力，是人类可疑致癌物［3］.早在1986年，硝基苯就被美国国家环境保护局(US EPA)列入《金皮书》优先控制污染物名单［4］;2001年又被欧盟巴塞尔公约列入环境优先控制有毒有机污染物名单.由于在生活和工业中用途广泛，硝基苯通过各种途径进入地表水环境.在荷兰、日本和美国等国家的地表水中已检出了硝基苯［5-7］.在中国的各主要水体，如松花江［8］、官厅水库［9］、永定河［9］、淮河［10］、海河［11］、黄河［12-13］和长江［14］中也检出了硝基苯，2005年松花江污染事件中个别点的ρ(硝基苯)曾一度高达1.47 mg/L［15］.针对硝基苯污染，各国都开展了大量毒理学和风险评估等的研究，提出了硝基苯的基准或标准限值.如俄罗斯饮用水硝基苯标准为 0.2 mg/L［16］，渔业用水最高限值为0.01 mg/L［17］;US EPA在2009年公布的最新《国家推荐水质基准》报告中给出的硝基苯人体健康水质基准值为0.017 mg/L(考虑消费水和生物)和 0.69 mg/L (仅考虑消费生物)［18-19］;澳大利亚和新西兰保护水生生物的硝基苯中度可靠触发值为 0.55 mg/L［20］;中国 2002年《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)［21］中集中式生活饮用水地表水源地特定项目硝基苯的标准限值为0.017 mg/L.污染物通常会对人体健康和水生态系统造成不利影响，完整的水质基准体系至少应包括保护人体健康水质基准和保护水生生物水质基准.保护水生生物水质基准是保护水生态系统结构和功能完整的主要依据.虽然国际上对硝基苯人体健康基准开展了较多的研究，颁布了人体健康基准值［18-20］，但由于缺乏对硝基苯水生生物水质基准的深入研究，目前尚未能颁布其水生态基准值，因此无法科学地制订针对保护水生态系统的水环境质量标准以及进行水环境质量评价，所以迫切需要开展这方面的研究.笔者分别针对美国和中国的水生态系统和生物区系特征，使用3种不同的方法推导了保护水生生物硝基苯水质基准值，探讨了生物区系对水生生物水质基准的影响，以期为中国国家水环境质量基准的建立探寻合适的方法，以及为中国硝基苯水质标准制订和环境管理提供科学依据.目前各国保护水生生物的水质基准普遍采用双值基准体系，如 US EPA推荐的基准最大浓度(CMC)和基准连续浓度(CCC)，以及加拿大的短期暴露基准和长期暴露基准［22］.考虑到中国的水环境污染状况以及水生生物水质基准保护目标，同样采用双值基准，包括基准最大浓度(即急性水质基准，AWQC)和基准连续浓度(即慢性水质基准，CWQC).急性水质基准是为保护水生态系统和水生生物免受突发性水污染事件中高浓度污染物短期内的急性毒性效应;慢性水质基准是为保护水生态系统和水生生物免受长期暴露于低浓度污染物导致的慢性毒性效应.急性基准值以急性毒性试验数据为依据，慢性基准值以慢性毒性试验结果为依据，它们分别从急性和慢性暴露2个方面对水生态系统结构和功能进行全面保护.2.1 物种和数据的筛选根据水生态系统和生物区系特征，参考《中国脊椎动物大全》［23］和美国《国家保护水生生物及其用途水质基准推导指南》［24］(简称“指南”)推荐的淡水物种，分别选择中国和美国物种，所选物种应至少包括藻类或植物、甲壳类和鱼类等3个营养级生物［22-25］.收集其急性和慢性毒性数据.急性毒性数据选择48 h或96 hLC50或EC50，慢性数据为慢性暴露试验结果NOEC或LOEC.用于统计模型推导的毒性数据不少于10个［26］.此外，所选毒性研究的毒性试验方法应符合经济合作与发展组织［27-30］、美国试验与材料学会［31］、美国国家环境保护局［32-33］以及中国《国家环境保护化学品测试准则》［34］中发布的标准试验方法.2.2 水质基准推导方法2.2.1 物种敏感度分布曲线法物种敏感度分布曲线法最初是由KOOIJMAN［35］提出的，后来很多学者对其进行了改进，目前在生态风险评价中应用广泛［36］.该方法假设从整个生态系统中随机选取物种并获得毒性数据，且假设生态系统中不同物种的毒性数据符合一定概率函数，即“物种敏感度分布”.首先检验所获毒性数据的正态性，然后使用统计模型将污染物浓度和物种敏感性分布的累计概率进行拟合分析，计算可以保护大多数物种的污染物浓度，通常采用5%物种受危险的浓度，即HC5表示，或称作95%保护水平的浓度［26］.急性基准值的推导:将用于推导水质基准的毒性数据按照生物种属分别计算各物种平均急性值(SMAV)和属平均急性值(GMAV)(二者均为几何平均值);将GMAV按照大小排序，并统一编号R(R=1，2，…，N)，其中，N为毒性数据的个数;计算每个毒性数据的毒性百分数(累计概率)P，P=R/(N+1);选择分布模型对全部数据的P 值和属平均急性值进行拟合分析，推算HC5;急性基准值为HC5的一半［37］.慢性基准值有2种可选推导方法:①当有足够慢性数据用于拟合模型时，可使用与推导急性基准值同样的方法;②如果不能使用模型拟合，则使用急性数据得到的HC5除以急慢性比率(ACR)获得.急慢性比率为至少3个物种的急慢性比率的几何平均值;如果不能计算得出急慢性比率，则默认ACR为10.2.2.2 毒性百分数排序法根据US EPA对水质基准意义的论述，如果某化学物质的4天平均浓度超过慢性基准值的次数平均每3年不多于1次，并且其每小时平均浓度超过急性基准值的次数平均每3年不多于1次，那么就认为水生生物及其用途不会受到不可接受的影响.参照“指南”［24］中的推导方法，对P最接近0.05的4个GMAV进行拟合，拟合公式如下:其中，GMAV为属平均急性值;P为毒性百分数.慢性基准值一般考虑的是污染物对水生动物的慢性毒性效应、对水生植物的毒性效应以及污染物的生物富集效应，它等于最终慢性值、最终植物值和最终残留值中的最小者.从保护水生态系统结构和物种多样性的角度出发，并且考虑到硝基苯的KOW较低，在生物体内的残留不大，在推导水质基准时将水生动物和水生植物综合考虑推导最终慢性值，而不考虑最终残留值.2.2.3 评价因子法评价因子法是使用最低毒性值除以适当的评价因子得到一个最终的水质基准单值.该方法选择最低的毒性值作为推导水质基准的依据［22-25］.如果最低的毒性值为慢性试验结果NOEC或LOEC，则将该值除以评价因子10;如果最低的毒性值是急性试验结果，则推导水质基准有2种选择:①如果可以得到恰当的ACR，可以使用最低的LC50或EC50除以ACR得到水质基准;②如果没有ACR，可使用最低的LC50或EC50除以评价因子100得到水质基准.评价因子用于表示由于物种、实验室或野外条件和试验终点不同导致的敏感性差别［38-40］.3.1 物种和数据根据物种和数据的筛选原则选出了中国物种的数据，包括裸藻门、绿藻门、脊索动物门、节肢动物门和环节动物门等5门共11科生物的毒性数据(见表1).美国物种数据包括绿藻门、脊索动物门、节肢动物门和软体动物门等4门共15科生物的毒性数据，其中包括了“指南”中毒性试验所要求的8种生物(见表2).中、美两国物种组成有明显差异，鲑科鱼是美国的主要淡水鱼类;而在中国，鲤科鱼为主要淡水鱼类，约占全国渔业产量的1/4～1/3.由图1可以看出，硝基苯对中、美两国物种的毒性大小也有明显差异.3.2 物种敏感度分布曲线法3.2.1 中国水生生物硝基苯水质基准按照2.2.1节的方法分析表1中急性毒性数据显示，幂函数分布模型对毒性数据的拟合效果更好，拟合曲线的R2为0.94(见图2).依据该模型得到HC5为1.144 mg/L，所以硝基苯的急性基准值为0.572 mg/L.由于没有足够数据得出中国物种的硝基苯急慢性比率，所以将HC5除以ACR的默认值 10得出硝基苯慢性基准值为 0.114 mg/L.3.2.2 美国水生生物水质基准使用不同的分布模型对表2中的急性毒性数据进行拟合分析显示，对数正态分布模型拟合效果最佳(见图3)，拟合曲线的R2为0.98.依据该模型得到保护 95%水生物种的HC5为 14.543 mg/L，所以硝基苯的急性基准值为7.271 mg/L.使用黑头呆鱼(Pimephales promelas)［63］、斑马鱼(Danio rerio)［46］和大型蚤(Daphnia magna)［55］的急慢性毒性数据得到硝基苯的急慢性比率为7.16.将HC5(14.543 mg/L)除以急慢性比率得到硝基苯慢性基准值为2.031 mg/L.3.3 毒性百分数排序法3.3.1 中国水生生物水质基准使用2.2.2节中的方法分析硝基苯对中国物种的急性毒性数据(见表1)，最敏感的4个属为鲤属、青鳉属、栅藻属和太平洋鲑属.依据式(1)～(4)推导得出硝基苯HC5值为1.611 mg/L，据此得出硝基苯的急性水质基准值为0.805 mg/L，慢性水质基准值为0.161 mg/L(见图4).3.3.2 美国水生生物水质基准使用表 2中急性毒性数据和 2.2.2节的方法，得出美国数据中最敏感的4个属为蛙属、糠虾属、太平洋鲑属和水蚤属.依据这4个属的数据推导得出硝基苯的HC5为6.289 mg/L，依据该值及硝基苯急慢性比率得出硝基苯的急性水质基准值为3.145 mg/L，慢性水质基准值为0.878 mg/L (见图5).3.4 评价因子法3.4.1 中国水生生物水质基准在表1的毒性数据中青鳉的48 hLC50为最低的毒性值［44］，该值为急性毒性数据，所以取100作为评价因子，得出硝基苯水质基准值为 0.018 mg/L.选取次敏感生物鲤鱼的96 hLC50［43］推导得出的水质基准为0.019 mg/L.3.4.2 美国水生生物水质基准在表2所有急性和慢性毒性数据中，最低毒性值为豹蛙(Rana pipiens)的 9dLC50(0.64 mg/L).在BLACK等［69］的研究中，将豹蛙(Rana pipiens)从受精卵到孵化后4 d持续暴露在硝基苯溶液中，总暴露时间为 9 d，暴露浓度为 0.001，0.01，0.05，0.10，0.41和1.27 mg/L，以孵化时的死亡率LC50作为毒性终点，自暴露起始的 1.27 mg/L至暴露结束时的0.64 mg/L.由于该毒性试验选用的受试生物处于受精卵及胚胎阶段，对于毒性效应较为敏感，且暴露时间较长，所以将其试验结果9 dLC50确定为慢性毒性值.选择该结果作为推导水质基准的关键依据，评价因子选择10，得出硝基苯水质基准为0.064 mg/L.利用3种方法分别计算了淡水水生生物硝基苯的水质基准，结果发现，3种方法推导出的基准值存在差异(见表3).通过评价因子法得出的水质基准值最低，美国为0.064 mg/L，中国为0.018 mg/L.评价因子法得出的基准值很可能会对水生态系统造成保护过度，但是在没有基准值且毒性数据较少情况下，通过该方法推导某些污染物的水质基准对于水质管理仍非常重要.有研究认为，由于毒性百分数排序法在推导水质基准时仅使用了4个最敏感属的毒性数据，其中个别毒性数据可能与其他数据间差异较大，从而会得出有偏颇的水质基准值;而物种敏感度分布曲线法在推导水质基准值时考虑了全部数据，推导得出的基准值与全部物种的敏感性分布有很好的一致性，更具有统计学意义［70］.由表3可以看出，使用相同方法推导的中、美两国水质基准值存在明显差异，美国水质基准值均明显高于中国.毒性百分数排序法和评价因子法推导的美国水质基准是中国水质基准的3倍以上;物种敏感度分布曲线法得出的美国急性基准值是中国的10倍多，慢性基准值是中国的20倍左右.这种差异主要来自中、美两国水生态系统和生物区系特征的差异.比较中国地表水源标准限值，该研究中得到的急、慢性基准值以及世界各区域地表水中检测的ρ(硝基苯)，由图 6可看出，所有地表水中ρ(硝基苯)均低于该研究中得到的急、慢性基准值，只有多瑙河和中国的官厅水库、海河ρ(硝基苯)高于目前中国地表水源标准限值.但是，2005年松花江水污染事件中，不同河段的ρ(硝基苯)达到了0.167～1.47 mg/L［15］，超过了物种敏感度分布曲线法推导的中国硝基苯慢性基准值，最高浓度为急性水质基准值(0.572 mg/L)的2倍.在污水团通过特定监测断面前后浮游动植物群落结构也发生一定变化［71］，这表明污染事件中硝基苯有较大的生态风险.a.水质基准具有明显的区域性，水生态系统和生物区系特征对水质基准有明显影响.该研究和其他最新研究均表明:在水质基准推导过程中，物种敏感度分布曲线法可能优于毒性百分数排序法和评价因子法，得出的水质基准值更具有统计学意义.使用物种敏感度分布曲线法得到的美国硝基苯急性水质基准值为7.271 mg/L，慢性基准值为 2.031 mg/L;中国硝基苯急性水质基准为0.572 mg/L，慢性水质基准基准值为0.114 mg/L.b.目前世界其他地区和中国主要水体中ρ(硝基苯)均不超过慢性和急性水生态基准值，说明硝基苯总体上对水生生物不存在潜在的生态风险.为适应我国信息化建设，扩大本刊及作者知识信息交流渠道，本刊已被《中国学术期刊网络出版总库》及CNKI系列数据库，以及“万方数据资源系统——数字化期刊群”和“龙源国际名刊网”等检索信息系统收录，其作者文章著作权使用费与本刊稿酬一次性给付.如果作者不同意文章被收录，请在来稿时向本刊做出纸面声明，本刊将做适当处理.【相关文献】［1］ZHOU Q F，FU J J，MENG H Z，et al.Subchronic toxicological effects of aquatic nitrobenzene on Medaka and Chinese rare minnow［J］.Science in China Series B: Chemistry，2007，50(5):707-717.［2］World Health Organization.Environmental health criteria 230 nitrobenzene［R］. Geneva:World Health Organization，2003.［3］US EPA.Proposed guidelines for carcinogen risk assessment［R］.Federal Register，1996，61(79):17960-18011.［4］US EPA.Quality criteria for water［R］.Washington DC: Office ofWater Regulations and Standards，1986.［5］NOORDSIJA，PUYKER L M，VAN DER GAAG M A.The quality of drinkingwater prepared from bank-filtered riverwater in the Netherlands［J］.Sci Total Environ，1985，47:273-292.［6］YAMAGISHIT，M IYAZAKI T.Identification of musk xylene and musk ketone in fresh water fish collected from the tama river Tokyo［J］.Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，1981，26(10):656-662.［7］YURAWECZ M P，PURNA B J.Nitro musks fragrances as potential contaminants in pesticide reside analysis［J］.Journal Association of Official Analytical Chemists，1983，66(4):241-247.［8］郎佩珍，龙凤山，袁星，等.松花江中游(哨口—松花江村段)水中有毒有机物污染研究［J］.环境科学进展，1993，1 (6):47-55.［9］康跃惠，宫正宇，王子健，等.官厅水库及永定河水中挥发性有机物分布规律［J］.环境科学学报，2001，21(4):338-343.［10］王子健，吕怡兵，王毅，等.淮河水体取代苯类污染及其生态风险［J］.环境科学学报，2002，22(3):300-304.［11］王宏，杨霓云，沈英娃，等.海河流域几种典型有机污染物环境安全性评价［J］.环境科学研究，2003，16(6):35-36，52.［12］胡国华，赵沛伦.黄河孟津—花园口区间有机污染分析及防治对策［J］.人民黄河，1995(11):6-9.［13］HE M C，SU Y，LI X R，et al.Distribution patterns of nitrobenzenes and polychlorinated biphenyls in water，suspended particulate matter and sediment from mid-and down-stream of the Yellow River(China)［J］.Chemosphere，2006，65:365-374. ［14］田怀军，舒为群，张学奎，等.长江、嘉陵江(重庆段)源水有机污染物的研究［J］.长江流域资源与环境，2003(12): 118-123.［15］LEIB L，HUANG S B，QIAO M，et al.Prediction of the environmental fate and aquatic ecological impact of nitrobenzene in the Songhua River using the modified AQUATOX model［J］.JEnviron Sci，2008(20):769-777.［16］Russian Ministry of Health.Water quality standards of drinking water and centralized water supply system，water quality monitoring and quarantine norms and standards［R］.Moscow: Russian Ministry of Health，2001.［17］Russian Ministry of Agriculture Fisheries Agency.Russian federation state committee on fisheries decree 96，list of highest concentration of harm ful substances and security levels in fishery waters［R］.Moscow:Russian Ministry of Agriculture FisheriesAgency，1999.［18］US EPA.National recommended water quality criteria［R］. Washington DC:Office of Water，Office of Science andTechnology，2006.［19］US EPA.National recommended water quality criteria［R］. Washington DC:Office of Water，Office of Science and Technology，2009.［20］ANZECC，ARMCANZ.Australian and New Zealand guidelines for fresh and marine water quality［R］.Canberra，Australia: Australia and New Zealand Environment and Conservation Council and Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand，2000.［21］国家环境保护总局.GB 3838—2002地表水环境质量标准［S］.北京:中国标准出版社，2002.［22］Canadian Council of Ministers of the Environment(CCME).A protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life［R］.W innipeg，Manitoba:Canadian Council of Ministers of the Environment，2007.［23］刘明玉，解玉浩，季达明.中国脊椎动物大全［M］.沈阳:辽宁大学出版社，2000.［24］STEPHAN C E，MOUNT D I，HANSEN D J，et al. Guidelines for deriving numerical national water quality criteria for the protection of aquatic organisms and their uses ［R］.US EPA Report No.PB-85-227049.Washington DC:US EPA，1985.［25］Canadian Council of Ministers of the Environment(CCME).A protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life［R］.W innipeg，Manitoba:Canadian Council of Ministers of the Environment，1999.［26］WHEELER JR，GRIST E PM，LEUNG K M，et al.Species sensitivity distributions:data and model choice［J］.Marine Pollution Bulletin，2002，45:192-202.［27］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 203 fish，acute toxicity test［R］.Paris，France: OECD Environment Directorate，1992.［28］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 210 fish，early-life stage toxicity test［R］.Paris，France:OECD Environment Directorate，1992.［29］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 202 Daphnia sp.，acute immobilization test［R］. Paris，France:OECD Environment Directorate，2004.［30］Organization for Economic Co-operation and Development (OECD).OECD guideline for testing of chemicals test guideline 201 freshwater alga and cyanobacteria， growth inhibition test［R］.Paris，France:OECD Environment Directorate，2006.［31］American Society for Testing and Materials(ASTM).Standard guide for conducting acute toxicity tests with fishes，macroinvertebrates，and amphibians.E729-96［M］//Annual book of ASTM standards，vol.11.05.Philadelphia:ASTM，1997.［32］US EPA.Trimmed-Spearman-Karber estimation of LC50values user's manual ［R］.Athens，Georgia:US EPA，Office of Research and Development， National Exposure Research Laboratory-Ecosystems Research Division，Center for Exposure Assessment Modeling(CEAM)，1999.［33］US EPA.Methods formeasuring the acute toxicity of effluents and receiving waters to freshwater and marine organisms［R］. Washington DC:US EPA，Office ofWater，2002. ［34］闫雷生.国家环保局化学品测试准则［M］.北京:化学工业出版社，1990:189-196.［35］KOOIJMAN S A L M.A safety factor for LC50values allowing for differences in sensitivity among species［J］.Water Res，1987，21:269-276.［36］United States Environmental Protection Agency(US EPA). Guidelines for ecological risk assessment［R］.EPA 630-R-95-002F.Washington DC:US EPA，1998.［37］SCHULER L J，RAND G M.Aquatic risk assessment of herbicides in freshwater ecosystems of south Florida［J］. Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2008，54:571-583.［38］KIMERLE R A.Has the water quality criteria concept outlived its usefulness［J］.Environ Toxicol Chem，1986，5:113-115.［39］MAYER F L，MAYER K S，ELLERSIECK M R.Relation of survival to other endpoints in chronic toxicity tests with fish［J］.Environ Toxicol Chem，1986，5:737-748.［40］MAYER F L，ELLERSIECK M R.Experiences with singlespecies tests for acute toxic effects on freshwater animals［J］. Ambio，1988，17:367-375.［41］朱小燕，邓凤霞.硝基苯在纤细裸藻中的毒性和降解吸附［J］.华中师范大学研究生学报，2006，13(1):156-158.［42］王宏，沈英娃，卢玲，等.几种典型有害化学品对水生生物的急性毒性［J］.应用与环境生物学报，2003，9(1):49-52.［43］YEN J H，LIN K H，WANGY S.Acute lethal toxicity of environmental pollutants to aquatic organisms［J］.Ecotoxicol Environ Saf，2002，52:113-116.［44］YOSHIOKA Y，OSE Y，SATO T.Correlation of the five test methods to assess chemical toxicity and relation to physical properties［J］.Ecotoxicol Environ Saf，1986，12(1):15-21.［45］卢玲，沈英娃.酚类、烷基苯类、硝基苯类化合物和环境水样对剑尾鱼和稀有鮈鲫的急性毒性［J］.环境科学研究，2002，15(4):57-59.［46］RODERER G.Testung wassergefahrdender stoffe als grundlage fur wasserqualitatsstandards ［R］. Testbericht: WassergefahrdendeStoffe.Schmallenberg:Fraunhofer-Institut fur Umweltchemie und Okotoxikologie，1990. ［47］WELLENS parison of the sensitivity of brachydanio rerio and leuciscus idus by testing the fish toxicity of chemicalsand wastewaters［J］.Z Wasser-Abwasser-Forsch，1982，51 (2):49-52.［48］CASTANO A，CANTARINO M J，CASTILLO P，et al. Correlations between the RTG-2 cytotoxicity test EC50and in vivo LC50rainbow trout bioassay［J］.Chemosphere，1996，32 (11):2141-2157.［49］RAMOS E U，VERMEER C，VAES W H J.et al.Acute toxicity of polar narcotics to three aquatic species(Daphnia magna，Poecilia reticulata and Lymnaea stagnalis)and its relation to hydrophobicity［J］.Chemosphere，1998，37(4): 633-650.［50］JUHNKE I，LUEDEMANN D.Results of the investigation of 200 chemical compounds for acute fish toxicity with the golden orfe test(Ergebnisse der untersuchung von 200 chemischen verbindungen auf akute fischtoxizitat mit dem goldorfentest)［J］.ZWasser-Abwasser-Forsch，1978，11(5):161-164.［51］CANTON J H，SLOOFF W，KOOL H J，et al.Toxicity，biodegradability and accumulation of a number of Cl/N-containing compounds for classification and establishing water quality criteria［J］.Regulatory Toxicology and Pharmacology，1985，5:123-131.［52］王阳峰，吕玉新.用水生态毒理学方法评价13种硝基苯类化合物的急性毒性［J］.新乡医学院学报，2004，21(6): 456-457.［53］陆光华，金琼贝，王超.硝基苯类化合物对隆线蚤急性毒性的构效关系［J］.河海大学学报:自然科学版，2004，32(4): 372-375.［54］刘祎男，范学铭，阚晓微，等.苯、苯酚、硝基苯对水丝蚓的急性毒性及超氧化物歧化酶活性的影响［J］.水生生物学报，2008，32(3):420-423.［55］KUHN R.Schadstoffwirkungen von umweltchemikalien im daphnien-reproduktions-test als grund lage fr die bewertung der umweltgefhrlichkeit in aquatischen sys［R］.Forschungsbericht 10603052，M rz.Berlin Dahlem:I nstitut für Wasser-，Bodenu，1988(OECD Data File).［56］KUEHN R，PATTARD M，PERNAK K D，et al.Results of the harm ful effects of water pollutants to Daphnia magna in the 21 day reproduction test［J］.Water Res，1989，23(4):501-510.［57］BRINGMANN G，KUHN R.Limiting values for the noxious effects of water pollutant material to blue algae(Microcystis aeruginosa)and green algae(Scenedesmus quadricauda)in cell propagation inhibition tests Grenzwerte der Schadwirkung Wasse ［J］.Vom Wasser，1978，50:45-60.［58］RAMOS E U，VAESW H J，MAYER P，et al.Algal growth inhibition of chlorella pyrenoidosa by polar narcotic pollutants: toxic cell concentrations and QSAR modeling ［J］.Aquatic Toxicology，1999，46(1):1-10.［59］BRINGMANN G，KUHN parative water-toxicological investigations on bacteria， algae， and daphnia ［J］. Gesundheits-Ingenieur，1959，80(4):115-120.［60］DENEER JW，VAN LEEUWEN C J，SEINEN W，et al. QSAR study of the toxicity and bioconcentration factor of nitrobenzene derivatives towards Daphnia magna，Chlorella pyrenoidosa and Photobacterium phosphoreum［J］.Aquatic Toxicology，1989，15:83-98.［61］BOLLMAN M A，BAUNE W K，SMITH S，et al.Report on algal toxicity tests on selected office of toxic substances(OTS) chemicals［R］.Corvallis OR:US EPA，1989:186. ［62］US EPA.Ambientwater quality criteria for nitrobenzene［R］. Washington DC:US EPA，1980.［63］MARCHINIS，TOSATO M L，NORBERG-KING T J，et al. Lethal and sublethal toxicity of benzene derivatives to the fathead minnow，using a short-term test［J］.Environ Toxicol Chem，1992，11(2):187-195.［64］HEITMULLER P T，HOLLISTER T A，PARRISH P R.Acute toxicity of 54 industrial chemicals to sheepshead minnows (Cyprinodon variegatus)［J］.Bull Environ Contam Toxicol，1981，27(5):596-604.［65］BUCCAFUSCO R J，ELLS S J，LEBLANC G A.Acute toxicity of priority pollutants to bluegill(Lepomismacrochirus)［J］.Bull Environ Contam Toxicol，1981，26(4):446-452. ［66］LEBLANC G A.Acute toxicity of priority pollutants to water flea(Daphnia magna)［J］.Bull Environ Contam Toxicol，1980，24(5):684-691.［67］MAAS-DIEPEVEEN J L，VAN LEEUWEN C J.Aquatic toxicity of aromatic nitro compounds and anilines to several freshwater species［R］.Report No.86-42.Dutch:Laboratory for Ecotoxicology，Institute for Inland Water Management and Waste Water Treatment，1986:10.［68］US EPA.In-depth studies on health and environmental impacts of selected water pollutants［R］.Duluth MN:US EPA，1978.［69］BLACK JA，BIRGE W J，MCDONNELL W E，et al.The aquatic toxicity of organic compounds to embryo–larval stages of fish and amphibians［R］.Lexington，Kentucky:University of Kentucky，Water Resources Research Institute，1982.［70］DANIEL JF，DENNIST B，LANCE T Y，et al.Derivation of acute ecological risk criteria for chlorite in freshwater ecosystems［J］.Water Res，2003，37(18):4359-4368. ［71］黄钰.硝基苯污染对松花江浮游生物影响的研究［D］.长春:东北师范大学，2007.［72］GAO J J，LIU L H，LIU X R，et al.Concentration level and geographical distribution of nitrobenzene in Chinese surface waters［J］.JEnviron Sci，2008，20(7):803-805. ［73］ROBERT G，HEINRICH H，GERHARD R，et al.The distribution of nitrobenzene and other nitroaromatic compounds in the North Sea［J］.Marine Pollution Bulletin，1995，30 (3):221-228.［74］KUHNW，CLIFFORD D.Experience with specific organic analysis for water quality control in West Germany［C］// Proceedings of the 13 th American Water WorksAssociation Water Quality Technology Conference.Denver，Colorado: American Water Works Association，1986:353-363.［75］ZOETEMAN B C J，HARMSEN K，LINDERS JB H J，et al. Persistent organic pollutants in river water and ground water of the Netherlands［J］.Chemosphere，1980，9:231-249.［76］MALLEVIALLE J，BRUCHET A，SCHM ITT E.Nitrogenous organiccompounds:identification and significance in several French water treatment plants［C］//Proceedings of the 11 th American water works association water quality technology conference. Denver， Colorado:American Water Works Association，1984:83-96.［77］HAIN Z，DALMACIJA B，MISKOVIC D，et al.Preparation of drinking water from the surface water of the Danube:a case study［J］.Water Sci Technol，1990，22:253-258. ［78］WAGGOT A，WHEATLAND A B.Contribution of different sources to contamination of surface waters with specific persistent organic pollutants［M/C］//HUTZINGER O，VAN LEYLYVELD I H，ZOETEMAN B C J，et al.Aquatic pollutants:transformation and biological effects.Proceedings of the 2nd International Symposium on Aquatic Pollutants，Noordwijkerhout.Amsterdam:Pergamon Press，1978.。
孟伟我国主要水体环境污染现状与毒理学研究讲课文档
重度富营养
重度富营养状态：>70
80
70
中度富营养状态：>60
60
50
轻度富营养状态：>50
40 1991年 1992年 1993年 1994年 1995年 1996年 1997年 1998年 1999年 2000年
巢湖
滇池
太湖
第十页
我国湖泊（水库）
富营养化的严峻现状
城市湖泊都已处于重富营养或异常营养状态， 几乎丧失使用功能； 绝大部分大中型湖泊均已具备发生富营养化条 件或处于富营养化状态。
按照上述急剧恶化趋势分析：我国本世纪前十年内不仅是湖泊 富营养化面积进一步增加，可能将出现全国大范围的富营养化灾害。
第九页
1991-2000年“三湖”营养状态指数年际变化比较
营养状态指数
90
营养状态指数 营养分级
<30
贫营养
30～50
中营养
>50
富营养
50～60 轻度富营养
60～70 中度富营养
>70
孟伟我国主要水体环境污染现状与毒理学研究
第一页
一、水资源的环境安全性问题
• 目前，我国主要水系流域中，湖泊水资源总量达
6380亿m3，地下水可开采量2900亿m3，占我国城
镇饮用水水源的70%以上，国民生产总值占全国
的80%以上；
• 我国沿海海水资源也非常重要，我国海岸线长达
18000多公里，全国人口的1/3集中在沿海省市，
• 近年来的检测还表明，我国水域环境污染物主要以总氮、活性磷 酸盐、石油类、有机芳烃类及某些水生微生物等有害藻华污染为 主。因此，研究控制我国水资源的污染灾害的发生及失衡水环境 的修复机理仍属于我国目前迫切需解决的重大环境安全性基础问 题。
博导
[8] 流域水质目标管理技术研究（III）——水环境流域监控技术研究，孟伟、秦延文等，2008， Vol.21, No.1. [9] 流域水质目标管理技术研究 （IV） ——控制单元的水污染物排放限值与削减技术评估， 孟伟、 王海燕等，环境科学研究，2008，Vol.21, No.2. [10] 突发环境污染事件对湖泊浮游动物的影响，孟伟、杨荣金等，环境科学研究，2007，Vol.20, No.4. [11] 渤海主要河口污染特征研究，孟伟等，环境科学研究，2004，Vol.17, No.6. [12] 我国主要河口水体污染毒理学现状研究，孟伟等，2005，毒理学杂志，Vol.19, No.3. [13] GIS 技术在环境资源工作中的应用与发展，孟伟等，地理信息世界，2004，Vol.2, No.5. [14]中国流域水污染现状与控制策略的探讨， 孟伟等， 2004， 中国水利水电科学院学报， Vol.2, No.4.
2005.8～今，中国环境科学研究院，水环境研究所所长，河流与海岸带环境创新基地，首席 专家，研究员 2007.8～今，中国环境科学研究院，副总工程师 水所所长，河流与海岸带环境创新基地， 首席专家，研究员 2009.6～今，中国环境科学研究院，副院长
研究领域: 生态水文过程，日径流随机模拟 面源污染模型，流域环境系统分析 流域水环境质量评估与预警 流域水环境管理决策支持系统，水环境风险与不确定性分析
生产政策的研究。 （2）2002 年至 2005 年，担任国家环保总局"造纸及纸制品等 30 项清洁生产审计技术规范 及评价标准"课题组长，此项目为中国第一批清洁生产技术标准，奠定了中国清洁生产标准的方 法体系和结构框架，国家环保总局将实施这些标准。 （3）2002 年至 2004 年，担任联合国环境署"清洁生产能源效率审核"项目课题组长。 （4）2004 年至 2005 年，担任开远、武威、乌海等四个城市循环经济或生态工业园区规划 的课题组长。 （5）2004 年至 2005 年 12 月 31 日，担任济南钢铁集团总公司"济钢生态钢铁工业规划与环 境友好发展战略"课题组长，此项目围绕铁、能、水三大物质和铁、碳、硫、氮四大元素，对中 国十大钢铁公司之一的济钢进行全面深入的物质代谢分析。 重要著作论文 （1） 《上升式多峰论与循环经济》，世界有色金属（核心刊物）2004 年第 10 期 pp6-8, 第一作者； （2 ） 《上升式多峰论与循环经济 （续） 》 ， 世界有色金属 （核心刊物） 2004 年第 11 期 pp9-13， 第一作者； （3） 《我国制糖（甘蔗）生态工业模式及典型案例分析》，环境科学研究（核心刊物）2004 年第 4 期 pp29-32，第一作者； （4） 《城市物质代谢及其调控》，环境科学研究（核心刊物）2004 年第 5 期 pp75-77，唯 一作者； （5）《信息产业发展对能源消耗的影响研究初探》，科学学及科学技术管理（核心刊物） 2004 年第 7 期 pp97-100，第二作者； （6） 《工业化进程中的中国环境管理新思考》 ， 管理现代化 （核心刊物） 2004 年第 6 期 pp4-7， 第二作者； （7） 《"脱钩"评价模式及其对循环经济的影响》，中国人口·资源与环境（核心刊物）2004 年第 6 期，第二作者； （8）《物质代谢与循环经济》，中国环境科学（EI 刊源）（已录用，近期刊发），唯一作 者。
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
• Seafish
Seafood
鱼中存在大量的 As、Hg-betaine
shellfish
seaweed
DMA(二甲基砷)、 DMM(二甲基汞）、 POPs等有机代谢物,存 在于海产品中.有毒
蓝藻毒性
在生态系统中，在生物（特别是微生物）的作用下， 存在着毒性小的污染物或无毒的化学物质，转化为毒性 大或有毒性的污染物，或者生物利用低毒的低分子化合 物合成高毒的高分子化合物。 目前发现的有毒藻类主要有：
• 我国沿海海水资源也非常重要，我国海岸线长达 18000多公里，全国人口的1/3集中在沿海省市， 工农业总产值达到了全国的60%以上；
• 我国主要水资源的保护直接涉及我国今后人口健康 素质的变化和国家经济的发展状况，有必要从国家 安全性的战略角度重视水资源的环境保护问题。
水环境污染形势严峻
• 我国人均水资源占有量只有2300立方米， 约为世界平均水平的1/4，排在第121位， 是世界上13个贫水国家之一。地表水污染普 遍，特别是流经城市的河段有机污染严重， 湖泊营养化问题突出，地下水受到点源和面 源污染，近岸海域水污染加剧；
我国主要水体环境污染现状 与毒理学研究
孟伟
主要内容
• 主要水体环境污染研究现状 • 水资源的环境安全性与毒理学问题 • 水体环境污染防治对策探讨
一、水资源的环境安全性问题
• 目前，我国主要水系流域中，湖泊水资源总量达 6380亿m3，地下水可开采量2900亿m3，占我国城 镇饮用水水源的70%以上，国民生产总值占全国 的80%以上；
0
1996年
1997年
1998年 年份
1999年
渤海 黄海
二类标准
2000年
渤海、黄海海岸带历年无机磷平均浓度趋势
浓度(mg/L)
0.035 0.03 0.025 0.02 0.015 0.01 0.005
0
1996年
1997年
1998年 年份
1999年
渤海 黄海
一类标准
2000年
赤潮
74-78年 4
农村村落污染控制 村落废水控制 村落固体废弃物处理 村落环境管理 农田污染控制 田间污染控制 坡耕地改造 水土保持农业 生态农业 小流域生态治理工程 前置库工程 强侵蚀区污染控制
湖滨防护带
按照上述急剧恶化趋势分析：我国本世纪前十年内不仅 是湖泊富营养化面积进一步增加，可能将出现全国大范围的 富营养化灾害。
1991-2000年“三湖”营养状态指数年际变化
比较
营养状态指数
90
营养状态指数 营养分级
<30
贫营养
30～50
中营养
>50
富营养
50～60 轻度富营养
60～70 中度富营养
>70
内陆诸河 4%
6% 海河1%
淮河及山 东半岛诸
河
3% 东南诸河
9%
长江
华南诸河 17%
36% 黄河2%
二、水资源的环境安全性与毒理学
•
国外对水资源中污染化学物质对环境生物和人体的
危害极为关注。欧、美、日等一些发达国家相继制定了
化学物质的审查与管理法规，我国对地下水做过一些调
查，发现有数百种有害有机物污染，且全国约有三分之
水体有毒化学品环境污染
• 饮用水源水有机物污染数量多，对人体健康 有不利影响
– 据长江口门段对25个水源及水厂出水监测 （1999-2000），共检出有机污染物504种， 能确切定性213种，准确定量56种，其中 PAH’s22种，苯系物27种，酚类17种。
• 近岸海域痕量有机物污染不容忽视
– 渤海近岸海域共检出有机化合物220余种，其中 PAH’s53种，有39种属我国优先控制污染物， 有45种为致癌物或可疑致癌物。
1000
m-YR m-LR
我国湖泊中水华藻类组成与时空分布
的调查研究
100
湖泊蓝藻灾害突发性诱因研究
各类湖泊富营养化限制因素与蓝藻灾
10 漫山
椒山
三山
害发生研究
太湖
藻毒素结构
湖泊富营养化水华暴发机理
营养盐限制
光限制
挺水植物
底栖固 相
对
着藻类
初
级
生
产
力
浮游植物
沉水植物
增加营养
湖泊生态系统中初级生产力在营养盐增加时的相互关系
•主要污染因子是无机氮和活性磷酸盐；
•总体上东海污染最重；
•其次是渤海、 南海、
劣四类海水 31.5%
一类海水 14.7%
黄海
四类海水 15.0%
三类海水 10.3%
二类海水 28.5%
渤海、黄海海岸带历年无机氮平均浓度趋势
浓度(mg/L)
0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1
食 物 链 的 复 杂 性
点源污染控制
城镇生活污水治理 除磷脱氮 禁用含磷洗涤剂 分散性生活污水治理 工业废水治理 含氮工业废水治理 含磷工业废水治理
湖内污染源治理
网箱养鱼控制 污染底泥疏浚与处置 湖内旅游控制 船舶污染控制 湖内藻类控制
生态工程治理
湖
湖内水生生态修复工程 陆生生态恢复工程
泊
面源污染控制
79-83年 84-88年
18 47
89-93年
94-98年 0
74
50
100
•1984 年 以 后 赤 潮 频 率
加快、次数增多
•1998 年 发 生 赤 潮 频 率 赤潮发生统计 最高，达22次
•赤潮发生的范围扩大
•赤潮持续的时间延长
•在我国腹泻性、神经性、
麻痹性藻类均存在
173
•陆源排放氮、磷、有机
• 目前常规给水工艺中产生的多种微量有机污染物（生态微污 染），具有免疫或内分泌干扰毒性、遗传毒性和致突变活性， 因而饮用水的安全性以及微污染水的净化处理研究，不但对 保护人体健康有积极的意义，而且将带动一大批与水相关产 业的发展。
水资源紧缺与水资源浪费
• 我国是世界上水资源最为匮乏的13个国家之一，在全国640个 大中城市中，有300个城市缺水，其中100个严重缺水。1997年 调查，全国仅有123个城市建成307座不同处理等级的污水处理 厂，日处理能力仅在1292万M3，污水处理率仅为13.4%；我国 目前5万多个小城镇、370多万个乡村，9亿多人口居住地基本 没有污水处理实施，从而直接导致了地表水的广泛污染，使水 资源匮乏的矛盾更加尖锐；而目前我国城市工业用水重复利用 率也只有50-60%，远低于发达国家的90%以上的水平。
• 近年来的检测还表明，我国水域环境污染物主要以总氮、活性 磷酸盐、石油类、有机芳烃类及某些水生微生物等有害藻华污 染为主。因此，研究控制我国水资源的污染灾害的发生及失衡 水环境的修复机理仍属于我国目前迫切需解决的重大环境安全 性基础问题。
中国地表水资源总量分布图
中国水资源总东量北地诸河区分布
西南诸河 22%
•1996年调查的26个国控湖泊（水库）中，总体 处于富营养化的高达85%。 •滇池80年代初为Ⅲ类水体，90年代后期全湖为 劣类Ⅴ类水体，陷入重富营养化状态。巢湖、太 湖也处于重富营养化。
我国是世界上湖泊富营养化最严重的国家之一！
近岸海域污染
1999年全国近岸368个监测站位数据表明：
•我国近岸海域水质以劣四类和二类为主；
重度富营养
80
重度富营养状态：>70
70
中度富营养状态：>60
60
50
轻度富营养状态：>50
40 1991年 1992年 1993年 1994年 1995年 1996年 1997年 1998年 1999年 2000年
巢湖
滇池
太湖
我国湖泊（水库） 富营养化的严峻现状
城市湖泊都已处于重富营养或异常营养状态， 几乎丧失使用功能； 绝大部分大中型湖泊均已具备发生富营养化 条件或处于富营养化状态。
铜绿微囊藻毒素MC-LR染毒后出现凋亡小体
水体污染毒理学研究
MC-LR染毒荧光染色非细胞体系的小鼠肝细胞核
蓝藻灾害爆发 与除藻技术研究
产毒藻类及其毒性研究、饮用水源脱
毒技术与工程设备开发
藻毒素浓度(ug/L)
高效、安全、经济除藻剂研制和市场化
抑藻、除藻的物理化学和生物学技术
10000
m-RR
研究和工程设备开发
环境健康问题日渐突出
▪ 11个大城市，水与空气污染估计每年使5万多人 夭折，约40万人染呼吸系统疾病
▪ 华北某大城市约40%儿童血铅含量超标 (2000年) ▪ 二恶英类化合物已在市售牛奶、母乳（华东、南
一些省市）中检出 ▪ 华北某大城市严重污染的蔬菜地土壤中汞含量超
标98倍
城市地下水污染与饮用水安全
铜绿微囊藻、鱼腥藻、束丝藻等，藻毒素具有麻癖性 毒素、腹泻性毒素及神经性毒素，也可能是一种致癌物 （可以引起肝癌）。所以必须抓紧进行有关藻毒素的环 境毒理学研究及饮用水源的脱毒技术与工程设备的开发。
水体污染毒理学研究
• • 长江水中有机物提取组中出现人血淋巴
细胞 DNA损伤的细胞（×40）
水体污染毒理学研究
SO2、颗粒物 光化学烟雾
酸雨 重金属 氮磷富营养化 垃圾
面临全球最严峻、最复杂的环境问题
温室气体 黑碳、气溶胶 有机金属污染物 持久性有机物污染 二次污染、微污染
核废料 工业危险废弃物
流域水污染
• 七大重点流域地表水普遍受到有机物污染。
– 按综合污染指数排序，全国七大流域污染程度 由重到轻的顺序为：辽河、海河、淮河、黄河、 松花江、珠江、长江。
长江
35
30