淡水水生生物水质基准技术报告—氨氮（2020年版）

慢性毒性值（CTV）包括无观察效应浓度（NOEC）、最低观察效应浓度（LOEC）、无 观察效应水平（NOEL）、最低观察效应水平（LOEL）和最大允许浓度（MATC）。MATC是 NOEC和LOEC（或NOEL和LOEL）的几何平均值。本基准推导种平均慢性值（SMCV） 时，以基于生长和生殖毒性等效应指标获得的MATC作为CTV计算SMCV。

3.3水质参数对氨氮毒性的影响

水质参数包括温度、pH值、硬度、盐度和有机碳等，是影响水质基准的重要因素，其 中盐度对氨氮生物毒性的影响主要在海洋氨氮水质基准制定中考虑。研究显示，水体温度和 水体pH值能显著影响氨氮溶液中铵离子和非离子氨之间的化学平衡，是影响氨氮对淡水水 生生物毒性的主要因素，基于这种化学平衡可以计算出非离子氨在氨氮溶液中的百分比，水 温和pH值越高则非离子氨比例越大（表4）。非离子氨是中性分子，更容易扩散穿过细胞膜，

对水生生物的毒性远高于铵离子，随着水温和pH值的升高，氨氮的生物毒性也随之增强。 2018年全国地表水1698个国控断面水质监测的水体温度和水体pH值分布见表5和表6。 我国现行地表水类至V类的pH值标准范围均为6~9。综合考虑断面占比相对平均分布以及地 表水pH值标准范围和氨氮基准的变化规律，本基准推导将水体温度分为5℃C、10C、15℃C、 20C、25C和30C共6个等级，将水体pH值分为6.0、6.5、7.0、7.2、7.4、7.6、7.8、8.0、8.2、 8.4、8.6和9.0共12个等级，组合成72组水质条件，分别计算氨氮的SWQC及LWQC。氨氮基 准推导过程中需要基于水体温度和水体pH值对毒性数据进行校正，由于在极端水质条件下 校正容易产生偏差，不推导水体温度超出5℃C~30、水体pH值超出6.0~9.0范围的氨氮基准

环保标准表4氨氮溶液中非离子氨的百分比（%）[4

表52018年全国地表水体国控断面水体温度分布

2018年全国地表水体国控断面水体pH值分布

4资料检索和数据筛选

本基准制定所需数据类型包括化合物类型、物种类型、毒性数据、水体温度和水体pH 值等，各类型数据的具体指标见表7。

表7毒性数据检索要又

本基准制定使用的数据来自英文毒性数据库和中英文文献数据库。英文毒性数据库和中 英文文献数据库纳入和剔除原则见表8：在数据库筛选的基础上进行氨氮毒性数据检索，检 索方案见表9,检索结果见表10。

表8数据库纳入和剔除原则

表9毒性数据和文献检索方案

表10毒性数据和文献检索结果

“急性和慢性的部分文献有重复

依据表11所示数据筛选方法对检索所得数据进行筛选，共获得数据670条，筛选结果见 表12。经可靠性评价，共有298条文献毒性数据可用于基准推导（表13），其中：急性毒性数 据256条（附录A），慢性毒性数据42条（附录B）。这298条数据共涉及60个物种（表14），其 中：申国本主物种43个、引进物种14个、国际通用且在中国水体申广泛分布的物种3个。大 部分物种都是我国本土淡水常见种，少数物种分布在我国部分区域，如史氏鲟、辽宁棒花鱼、 白斑狗鱼、亚东鲑、昆明裂腹鱼、细鳞大马哈鱼、三刺鱼、印度囊鳃鲈和稀有鲫等。稀有 鲫是我国特有鱼类，也是我国化学品环境管理中指定的生态毒性测试受试生物，具有重要 的生态学意义和应用价值，其他鱼类也大都具有重要价值，考虑到我国水质基准研制的阶段 性，将这些区域性分布物种纳入基准计算。 获得的动物急性毒性数据终点均为LC50（附录A），获得的动物慢性毒性数据终点有 NOEC、LOEC和MATC（附录B）。植物毒性数据的急、慢性分类规则尚不明确。氨氮对水 生植物的毒性数据相对缺之，本报告筛选获得了4条用于基准推导的水生植物毒性数据，包 括1条浮萍毒性数据（附录A第259条）、1条固氮鱼腥藻毒性数据（附录B第40条）和2条铜绿 微囊藻毒性数据（附录B第41条和第42条）。其中浮萍毒性数据暴露时间为5天，纳入短期基 准计算；固氮鱼腥藻和铜绿微囊藻毒性数据终点为EC50，暴露时间为4天，跨越了至少一个 世代，纳入长期基准计算。

表13数据可靠性评价及分布

表14可靠性数据涉及的物种分布

4.4实验室自测氨氮毒性数据

4.5基准推导涉及的物种及毒性数据分不

短期水质基准推导物种及毒性数据分布情况见表15，长期水质基准推导物种及毒性数 据分布情况见表16。

表15短期水质基准推导涉及的物种及毒性数据分布

pH一水体pH值，无量纲： t一水体温度，℃。

5.1.1.2基线水质条件下毒性数据校正

式中：ATVpH=7一水体pH值校正后脊椎动物急性毒性值，μg/L； CTVpH=7一水体pH值校正后脊椎动物慢性毒性值，μg/L； ATVpH一水体pH值校正前脊椎动物急性毒性值，见附录A，μg/L： CTVpH一水体pH值校正前脊椎动物慢性毒性值，见附录B，μg/L pH一水体pH值校正前ATVpH或CTVpH对应水体pH值，见附录A和附录B，无量 纲。 （2）无脊椎动物。利用公式4将急性毒性数据校正至20°C和pH7.0，利用公式5将慢 性毒性数据校正至20°C和pH7.0。

式中：ATVt=20.pH=7一水体温度和水体pH值校正后无脊椎动物急性毒性值，ug/L； CTVt=20.pH=7—水体温度和水体pH值校正后无脊椎动物慢性毒性值，μg/L; ATVtpH一水体温度和水体pH值校正前无脊椎动物急性毒性值，见附录A，μg/L； CTVtpH一水体温度和水体pH值校正前无脊椎动物慢性毒性值，见附录B，μg/L； pH一水体pH值校正前ATVtpH或CTVt.pH对应水体pH值，见附录A和附录B，无量 纲； t一水体温度校正前ATV.pH或CTVtpH对应水体温度，见附录A和附录B，C。

（3）水生植物。国内外均无氨氮对植物的毒性数据校正的研究基础，不进行校正，直 接采用。

5.1.2基线水质条件下种平均急/慢性值计算

5.1.2.1毒性数据使用

（1）急性毒性数据。本报告获得的急性毒性数据均为LC50，计算SMAV时，直接作为 ATV纳入计算。 （2）慢性毒性数据。本报告获得的动物慢性毒性数据包括NOEC、LOEC和MATC三 种形式，计算SMCV时，用公式6分物种计算获得MATC，再统一将MATC作为CTV纳 入计算；慢性毒性数据中，有1条虹鳟毒性数据只有NOEC（附录B第26条），还有3条 植物数据只有ECso（附录B第40条到第42条），均直接作为CTV使用。

式中：MATC一最大允许浓度，μg/L； NOEC一无观察效应浓度，μg/L； LOEC一最低观察效应浓度，μg/L i一某一物种，无量纲。

5.1.2.2种平均急/慢性值

脊椎动物。利用公式7和公式8，分物种计算S

式中：SMAVpH=7一基线水质条件下（pH=7）脊椎动物种平均急性值，μg/L； SMCVpH=7一基线水质条件下（pH=7）脊椎动物种平均慢性值，μg/L； ATVpH=7—基线水质条件下（pH=7）脊椎动物急性毒性值，μg/L： CTVpH=7—基线水质条件下（pH=7）脊椎动物慢性毒性值，μg/L； m一物种i的ATV个数，个； n一物种i的CTV个数，个； i一某一物种，无量纲。 （2）无脊椎动物。利用公式9和公式10，分物种计算SMAV和SMCV

MATC;=/NOEC, ×LOEC

SMCVt=20pH=7—基线水质条件下（t=20C，pH=7）无脊椎动物种平均慢性值，μg/L ATVt=20.pH=7—基线水质条件下（t=20℃C，pH=7）无脊椎动物急性毒性值，μg/L； CTVt=20.pH=7—基线水质条件下（t=20C，pH=7）无脊椎动物慢性毒性值，μg/L； m一物种i的ATV个数，个； n一物种i的CTV个数，个； 一某一物种，无量纲。 3）水生植物。利用公式11和公式12，分物种计算SMAV和SMCV

(SMAV,);=/(ATV,)j×(ATV,)i.2×..×(ATV)im (SMCV,); =/(CTV,). ×(CTV,)i.2 ×...×(CTV,)i.n

式中：SMAVp一基线水质条件下水生植物种平均急性值，μg/L； SMCV一基线水质条件下水生植物种平均慢性值，μg/L： ATVp一任一水质条件下水生植物急性毒性值，μg/L； CTVp一任一水质条件下水生植物慢性毒性值，μg/L； m一物种i的ATV个数，个； n一物种i的CTV个数，个； i一某一物种，无量纲

5.1.3种平均急/慢性值外推

将基线水质条件下的SMAV和SMCV按以 水质参数对氨氮毒性的影响”）下： （1）脊椎动物。利用公式13和公式14进行外推

式中：(SMAV)pH一外推后任一水体pH值下脊椎动物种平均急性值，μg/L； (SMCV。)pH一外推后任一水体pH值下脊椎动物种平均慢性值，μg/L SMAVpH=7一基线水质条件下（pH=7）脊椎动物种平均急性值，μg/L； SMCVpH=7一基线水质条件下（pH=7）脊椎动物种平均慢性值，μg/L； pH水体pH值，取值分别为6.0、6.5、7.0、7.2、7.4、7.6、7.8、8.0、8.2、8.4、8.6 和9.0，无量纲； i一某一物种，无量纲。

（2）无脊椎动物。利用公式15和公式16进行外

式中：（SMAV.)tpH一外推后任一水体温度和水体pH值下无脊椎动物种平均急性值，μg/L (SMCV。）tpH一外推后任一水体温度和水体pH值下无脊椎动物种平均慢性值，μg/L SMAVt=20.pH=7—基线水质条件下（t=20C，pH=7）无脊椎动物种平均急性值，μg/L SMCVt=20.pH=7—基线水质条件下（t=20C，pH=7）无脊椎动物种平均慢性值，μg/L； pH—水体pH值，取值分别为6.0、6.5、7.0、7.2、7.4、7.6、7.8、8.0、8.2、8.4、8.6 和9.0，无量纲； t一水体温度，取值分别为5、10、15、20、25和30，°C； i一某一物种，无量纲。

t一水体温度，取值分别为5、10、15、20、25和30，C； i一某一物种，无量纲。 （3）水生植物。利用公式17和公式18进行外推。

式中：SMAV。一外推后任一水质条件下水生植物种平均急性值，μg/L； SMCV。一外推后任一水质条件下水生植物种平均慢性值，ug/L； SMAVp一基线水质条件下水生植物种平均急性值，μg/L； SMCV一基线水质条件下水生植物种平均慢性值，μg/L： i一某一物种，无量纲。

5.1.4毒性数据分布检验

(SMAV),=(SMAV,) (SMCV);=(SMCV.)

5.1.5累积频率计算

将上述72组水质条件下SMAV和SMCV或其对数值分别从小到大进行排序，确定其 秩次R（最小毒性值的秩次为1，次之秩次为2，依次排列，如果有两个或两个以上物种的 毒性值相同，则将其任意排成连续秩次，每个秩次下物种数为1），分别计算物种的累积频 率FR，计算方法见公式19:

式中: F.一累积频率,%:

F一频数，指毒性值秩次R对应的物种数，个。

5.1.6模型拟合与评价

5.1.7.1物种危害浓度HC

依据5.1.6模型拟合与评价"确定的72组水质条件下最优拟合模型拟合的SSD曲线， 分别确定累积频率为5%、10%、25%、50%、75%、90%和95%所对应的X值（SMAV和 SMCV或其转换的数据形式），将X值还原为数据转换前的形式，即为急性/慢性5%、10% 25%、50%、75%、90%、95%物种危害浓度 HCs、HC10、HC25、HC50、HC75、HCo0、HC95.

急性/慢性HCs分别除以评估因子2（根据HJ831—2017，f大于15且涵盖足够营养级， 评估因子取值为2）后，即为淡水水生生物SWQC和LWQC

5.1.8SSD模型拟合软件

本次基准推导采用的SSD模型拟合软件为MATLABR2017b（MathWorks）。

数据修约按照《数值修约规则与极限数值的表示和判定》（GB/T81702008）进行。由 于对数正态和对数逻辑斯谛两种模型拟合需要1g(SMAV)和1g(SMCV)均为正值，基准推导过 程中的氨氮毒性值计量单位均以ug/L表示，最终氨氮基准计量单位以mg/L表示，结果保 留两位有效数字。

5.2.1短期水质基准

5.2.1.1总氨氮毒性与基线水质条件下的ATV

体pH值校正，得到校正前的总氨氮毒性值以及基线水质条件下ATV校正值一并列于附录A。

5.2.1.2基线水质条件下SMAV

表17基线水质条件下的氨氮SMAV

5.2.1.3非基线水质条件下SMAV

依据公式13、公式15和公式17，分别将基线水质条件下各物种SMAV外推至其他71 组水质条件下，结果见附录D。

5.2.1.4毒性数据分布检验

对72组水质条件下SMAV和1g(SMAV）（附录D）分别进行正态分布检验，结果见表 18至表23。SMAV不符合正态分布，1g(SMAV)符合正态分布，满足SSD模型拟合要求

5.2.1.5 累积频率

利用公式19，分别计算72组水质条件下SMAV（附录D）的物种急性累积频率FR，结 果见附录D

5.2.1.6模型拟合与评价

5.2.1.7短期物种危害浓度

采用对数正态分布模型推导的HCs HCs0、HCz5、HCoa 和HCos见表 30。

5.2.1.8短期水质基准

表30中72组水质条件下HCs除以评估因子2，即为72组水质条件下短期水质基准（表 31），表示对95%的中国淡水水生生物及其生态功能不产生急性有害效应的水体中氨氮最大 浓度（以任何1小时的算术平均浓度计）

感性毒性数据的正态性检验结果（

急性毒性数据的正态性检验结果

急性毒性数据的正态性检验结果

急性毒性数据的正态性检验结果

急性毒性数据的正态性检验结果

急性毒性数据的正态性检验结果

表24短期水质基准模型拟合结果（5℃C）

电力弱电管理、论文“不同水体pH值下的最优拟合模型以加粗字体表示。

表25短期水质基准模型拟合结果（10C）

“不同水体pH值下的最优拟合模型以加粗字体表示。

表26短期水质基准模型拟合结果（15C）

TZZB标准规范范本“不同水体pH值下的最优拟合模型以加粗字体表示。

表27短期水质基准模型拟合结果（20C）

“不同水体pH值下的最优拟合模型以加粗字体表示。