环境科学学报  2020, Vol. 40 Issue (4): 1278-1285
引用本文
王婷, 张红, 史雅娟, 等. 2020. 我国硒淡水水生生物水质基准值推导[J]. 环境科学学报, 40(4): 1278-1285.
Wang T, Zhang H, Shi Y J, et al. 2020. Derivation of freshwater quality criteria of selenium for protection of aquatic organisms in China[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 40(4): 1278-1285.
我国硒淡水水生生物水质基准值推导    [PDF全文]
王婷1,2, 张红3, 史雅娟2, 张梦2, 韩国祥2    
1. 山西大学黄土高原研究所, 太原 030006;
2. 中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室, 北京 100085;
3. 山西大学环境与资源学院, 太原 030006
收稿日期: 2019-11-05; 修回日期: 2019-12-27; 录用日期: 2019-12-27
基金项目: 国家自然科学基金（No.41671483）；国家重点研发计划（No.2018YFC1801103）
作者简介: 王婷(1994-), 女, E-mail:wangting9403@163.com
通讯作者（责任作者）: 张红, E-mail:zhanghong@sxu.edu.cn
史雅娟, E-mail:yajuanshi@rcees.ac.cn
摘要：水体中硒含量过高会导致水生生态系统退化，而中国现有的地表水环境质量标准对硒的标准值设定并不是基于我国水生生物相关毒理学研究得出的，难以因地制宜地保护我国水生生物.为保护我国水生生物，本研究利用物种敏感度分布法，推导出基于最大无效应浓度（NOEC）、最低有效应浓度（LOEC）的慢性硒（无机）淡水水质一级基准值和基于半数致死效应浓度（LC50）、半数最大效应浓度（EC50）、半数抑制浓度（IC50）的急性硒（无机）淡水水质二级基准值分别为0.58 μg·L-1、0.52 mg·L-1，发现我国现有的水质标准可能会对我国水生生物造成欠保护.进一步推导出为保护我国鱼类的硒（无机）淡水水质一级、二级基准值分别为0.21 μg·L-1、1.60 mg·L-1，以及硒淡水鱼类饲料有机硒和无机硒含量一级基准值分别为97 μg·kg-1和98 μg·kg-1.本研究基于硒对水生生物的急性和慢性毒性效应，推导出硒的系列基准值，为保护我国淡水水生生物安全的标准制定提供数据支撑和科学依据.
关键词：硒    淡水水生生物    淡水鱼类    水质基准    饲料安全限值    
Derivation of freshwater quality criteria of selenium for protection of aquatic organisms in China
WANG Ting1,2, ZHANG Hong3, SHI Yajuan2, ZHANG Meng2, HAN Guoxiang2    
1. Institute of Loess Plateau, Shanxi University, Taiyuan 030006;
2. State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085;
3. College of Environment and Resource Sciences, Shanxi University, Taiyuan 030006
Received 5 November 2019; received in revised from 27 December 2019; accepted 27 December 2019
Abstract: Excessive selenium in water leads to aquatic ecosystem degradation. However, the standard value of selenium in China's existing environmental quality standards for surface water is not based on the toxicological research of aquatic organisms in China, so it is difficult to protect native species. In order to protect aquatic species, the first-level chronic freshwater quality criteria of selenium(inorganic) based on NOEC/LOEC and the second-level acute freshwater quality criteria of selenium(inorganic) based on LC50/EC50/IC50 were 0.58 μg·L-1 and 0.52 mg·L-1 by using the species sensitivity distribution method. Compared with the results, China's water quality standards may cause insufficient protection for native species. Then, the first-level criteria of selenium(inorganic) and the second-level criteria of selenium(inorganic) for the protection of freshwater fishes were 0.21 μg·L-1 and 1.60 mg·L-1, respectively. And the first-level criteria of organic and inorganic selenium in freshwater fish feed were 97 mg·kg-1 and 98 mg·kg-1, respectively. In this study, acute and chronic toxicity effects of selenium on aquatic organisms were taken into account, and a series of criteria of selenium were derived to provide data support and scientific basis for the establishment of safety standards for freshwater aquatic organisms in China.
Keywords: selenium    freshwater aquatic organisms    freshwater fish    water quality criteria    safety limit in feed    
1 引言(Introduction)

硒是动物体内的一种必需微量元素, 但过量的硒会引起毒性效应(Maier et al., 1994; Supriatin et al., 2015; Matos et al., 2017).有研究表明, 美国凯斯特森国家野生动物保护区农业灌溉污水中硒含量的增加使得繁殖期水鸟生殖异常甚至死亡(Ohlendorf et al., 1986).水体硒污染可能导致鱼类眼球突出、贫血、生殖缺陷, 甚至使得致畸胎和幼体死亡率升高(Muscatello et al., 2009; USEPA, 2016)；正在发育中的鱼类暴露在硒环境中会发生各种致死和亚致死性的畸形(Lemly, 1993), 如骨骼、颅面部、脊椎和鳍条等畸形, 以及能够导致死亡的各种形式的水肿(Lemly, 2002).而不同生物、不同鱼类对硒的敏感程度不同(Hamilton, 2004), 毒理学实验表明, 虹鳟鱼在亚硒酸钠浓度为47~100 μg · L-1条件下暴露90 d后存活率显著降低(Hunn, 1987), 亚硒酸钠对斑点叉尾鮰幼鱼96 h的半数致死浓度为5.12 mg · L-1(何宝荣, 2010), 硒酸钠和亚硒酸钠对黑斑蛙蝌蚪的96 h半数致死浓度分别为94.8 mg · L-1和33.5 mg · L-1(祝文兴, 2006), 水体中亚硒酸钠对罗希乳杆菌的96 h半数致死浓度为23.89 mg · L-1(Ramesh et al., 2014).20世纪90年代以来, 水体环境中硒含量过高导致的水生生态系统退化事件屡见不鲜(Maier et al., 1994; Santolo et al., 2016; Byron et al., 2019), 过量硒所导致的环境问题已成为一个重要研究方向.

水体环境中的硒主要以有机态和无机态两种形式存在, 其中, 有机硒是硒通过生物转化与氨基酸结合, 一般以硒氨酸或硒蛋白等形式存在, 无机态硒化物按照其价态的不同, 一般可分为单质硒、硒化物、亚硒酸盐和硒酸盐等(Herbel et al, . 2002; 罗乐等, 2011; 李润, 2017).它们来源于自然产生和人为活动, 其中, 人为活动被认为是环境中硒的主要来源, 煤和石油的燃烧、金属的开采和加工、硫酸的生产、特种玻璃行业的生产、农业灌溉、肥料的使用等都可能给水体环境中带来一定量的硒(陈嫚莉, 2016; 李润, 2017).我国淡水硒含量的现有研究显示, 一般自然水体中硒含量较低, 但湖北恩施等高硒地区的水体硒含量最高值可达275 μg · L-1, 这可能对当地水生生物造成一定的影响(王顺荣等, 1984; Fordyce et al., 2000; 马作江等, 2009; Zhang et al., 2014; 陈俊良, 2018; 李杰等, 2018).加之目前我国很多地区都在进行富硒水产品的开发(杨春玲, 2019; 张斌鑫, 2019), 富硒饲料大量投入, 残饵、生物体排泄物更使得水体硒含量不断累积, 从而对水生生物造成越来越大的威胁.

为了更好地进行环境管理, 减少其带来的生态风险, 美国等国家颁布了包括硒含量标准的水质标准, 且分别针对保护水生生物和保护人体健康两大目标设置双值体系标准(吕占禄等, 2013; USEPA, 2016).我国颁布的《中华人民共和国国家标准—地表水环境质量标准GB3838—2002》针对5类不同功能地表水水域, 将保护水生生物和人体健康同时考虑, 给出了相应的硒含量标准值, 但此标准在制定时主要依据的是美国、欧洲等发达国家及国际组织的相关水质标准和水生生物毒性数据, 并不是基于我国水生生物相关毒理学研究得出的, 难以因地制宜地保护我国水生生物(杨帆等, 2018).另外, 此标准制定时间较早, 随着我国水生生物毒性数据的更新和社会经济的不断发展, 将水质标准从共同保护水生生物和保护人体健康的单值标准的制定细分为分别保护水生生物和人体健康的双值标准的制定更为科学合理(陈华, 2019).另外, 由于保护对象和目标的不同, 水质标准的制定有必要根据其对污染物含量要求的严格程度划分不同的等级, 用以管控不同功能的水体.

鱼类是水生生态系统重要的组成部分, 其种类数量多, 生物量大, 能够通过捕食关系调节其它水生生物的丰度, 从而对水生生态系统结构和功能产生重要影响(Villeger et al., 2017).且鱼类具有重要的经济价值, 是人类重要的食物来源, 2018年我国淡水鱼类捕捞量达161.58万吨, 淡水鱼类养殖达2540.98万吨(农业部渔业渔政管理局, 2018), 因此, 保护淡水鱼类不受污染物的威胁至关重要.水体环境中的硒一般通过水相直接暴露(即体表渗透和腮吸收等)和摄食暴露途径进入鱼体(Lemly, 1985; Hamilton, 2004; DeForest et al., 2007), 故本研究分别从这两种途径进行讨论.

本研究探讨以我国水生生物为保护对象的硒淡水水质基准值, 并以我国鱼类为保护对象, 探讨硒淡水水质基准值及鱼饲料硒含量的基准值, 且基于硒对水生生物的急性和慢性毒性效应, 推导出硒的系列基准值, 以期为保护我国淡水水生生物安全的标准制定提供数据支撑和科学依据.

2 方法(Methods) 2.1 毒性数据的筛选

硒的淡水水生生物毒性数据来自美国环保署(U.S.Environmental Protection Agency, USEPA)的ECO-TOX数据库(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)和公开发表的中英文相关文献.所选择的物种为国际通用物种、本土物种、引进物种.暴露方式分别选择水相暴露和食物暴露, 其中, 食物暴露方式中的有机硒包括L-硒代蛋氨酸(2S)、DL-硒代蛋氨酸, 无机硒包括单质硒、硒酸盐、亚硒酸盐.测试终点选择最大无效应浓度(NOEC)、最低有效应浓度(LOEC)的慢性值(受试时间≥21 d)和半数致死效应浓度(LC50)、半数最大效应浓度(EC50)、半数抑制浓度(IC50)的急性值(受试时间≤4 d).对同一物种不同效应的毒性效应值, 取最低值；对同一物种相同效应的毒性效应值, 取几何平均值.

2.2 水质基准值的推导

物种敏感度分布法(Species Sensitivity Distribution, SSD)是一类统计外推的方法, 主要依据单物种测试的毒性数据推导, 不考虑生态系统各物种间的相互作用和污染物的联合毒性作用, 是现阶段国际上推导水质基准值的一类主流方法(梁峰, 2011).建立物种敏感度分布曲线的一般步骤包括：①毒性数据获取；②数据处理；③曲线拟合；④5%危害浓度(Hazardous concentration 5%, HC5)的计算(汪贞等, 2017).本研究借助ETX 2.0专用软件绘制SSD曲线, 计算HC5作为其预测无效应浓度(PNEC)值, 即表示受到硒毒性效应影响的物种不超过物种总数的5%的硒的急性/慢性浓度阈值, 并以此PNEC值作为硒基准值, 其中, 以PNECNOEC/LOEC慢性浓度阈值作为一级基准值, 以PNECLC50/EC50/IC50急性浓度阈值作为二级基准值.

3 结果(Results) 3.1 我国淡水水生生物的毒性数据

本研究从ECO-TOX数据库中筛选出6869条硒的毒性数据, 另外补充69条中文文献中的硒毒性数据, 进一步筛选和计算后得到54个物种的67条数据(表 1).对于全部水生生物的水相暴露途径, 无机硒的慢性数据涉及9个属, 共10条数据(包括6条国际通用物种数据), 无机硒的急性数据涉及37个属, 共43条数据(包括23条国际通用物种数据), 均满足指南中物种应涵盖水生植物/初级生产者、无脊椎动物/初级消费者、脊椎动物/次级消费者3个营养级, 包含硬骨鲤科鱼、硬骨非鲤科鱼、浮游动物、底栖动物、水生植物的要求.对于鱼类的水相暴露途径, 无机硒的慢性数据涉及6个属, 共6条数据(包括3条国际通用物种数据)；无机硒的急性数据涉及15个属, 共18条数据(包括7条国际通用物种数据).对于鱼类的食物暴露途径, 有机硒的慢性数据涉及5个属, 共7条数据(包括5条国际通用物种数据)；无机硒的急性数据涉及6个属, 共7条数据(包括4条国际通用物种数据).

表 1 硒基准值推导使用的54个物种及其对应的67条毒性数据 Table 1 54 species and 67 toxicity data used in criterion derivation for selenium
3.2 基于保护我国淡水水生生物的硒水质基准值

基于无机硒的淡水水生生物水相暴露毒性数据, 拟合出两个毒性层次的SSD曲线, 如图 1a和1b所示.根据拟合结果, 计算出淡水环境中硒对我国水生生物毒性效应的PNEC值.在NOEC/LOEC水平下, PNECNOEC/LOEC中值估计值为0.58 μg · L-1, 可信范围为0.034~2.9 μg · L-1；在LC50/EC50/IC50水平下, PNECLC50/EC50/IC50中值估计值为0.52 mg · L-1, 可信范围为0.28~0.85 mg · L-1.

图 1 基于我国淡水水生生物水相暴露毒性数据的无机硒SSD模型 (a.NOEC/LOEC水平, b.LC50/EC50/IC50水平) Fig. 1 Inorganic selenium SSD models based on water exposure toxicity data of freshwater aquatic organisms in China (a.NOEC/LOEC level, b.LC50/EC50/IC50 level)
3.3 基于保护我国淡水鱼类水质基准值及饲料基准值

基于无机硒的淡水鱼类水相暴露毒性数据, 拟合出两个毒性层次的SSD曲线, 如图 2a和2b所示.根据拟合结果, 计算出淡水环境中硒对我国鱼类的毒性效应的PNEC值.在NOEC/LOEC水平下, PNECNOEC/LOEC中值估计值为0.21 μg · L-1, 可信范围为0.0015~2.0 μg · L-1；在LC50/EC50/IC50水平下, PNECLC50/EC50/IC50中值估计值为1.6 mg · L-1, 可信范围为0.77~2.6 mg · L-1.

图 2 基于我国淡水鱼类水相暴露毒性数据的无机硒SSD模型 (a.NOEC/LOEC水平, b. LC50/EC50/IC50水平) Fig. 2 Inorganic selenium SSD models based on water exposure toxicity data of freshwater aquatic fishes in China (a.NOEC/LOEC level, b.LC50/EC50/IC50 level)

分别基于有机硒和无机硒的淡水鱼类食物暴露毒性数据, 拟合出SSD曲线, 如图 3a和3b所示.根据拟合结果, 计算出淡水环境中有机硒和无机硒对淡水鱼类的食物暴露毒性效应的PNEC值.有机硒的PNECNOEC/LOEC中值估计值为97 μg · kg-1, 可信范围为4.4~435 μg · kg-1；无机硒的PNECNOEC/LOEC中值估计值为98 μg · kg-1, 可信范围为2.9~545 μg · kg-1.

图 3 基于我国淡水鱼类食物暴露毒性数据的硒SSD模型 (a.有机硒, b.无机硒) Fig. 3 Selenium SSD models based on dietary exposure toxicity data of freshwater aquatic fishes in China (a.Organic selenium, b.Inorganic selenium)
4 讨论(Discussion)

本文以最大无效应浓度(NOEC)、最低有效应浓度(LOEC)的慢性测试终点和半数致死效应浓度(LC50)、半数最大效应浓度(EC50)、半数抑制浓度(IC50)的急性测试终点这两个层次的PNEC值分别作为一级、二级基准值, 其中, 以PNECNOEC/LOEC为保护我国淡水水生生物及淡水鱼类的一级硒淡水水质基准值主要针对于功能要求较高的淡水水体；以PNECNOEC/LOEC为一级淡水鱼类饲料硒含量基准值主要强调长期暴露下硒对鱼类的毒性效应, 而以PNECLC50/EC50/IC50为保护我国水生生物及淡水鱼类的二级硒淡水水质基准值主要针对于功能要求一般的淡水水体, 以PNECLC50/EC50/IC50为二级淡水鱼类饲料硒含量基准值主要强调短期急性暴露下硒对鱼类的毒性效应.

本文得到为保护我国淡水水生生物的硒(无机)PNECNOEC/LOEC、PNECLC50/EC50/IC50值分别为0.58 μg · L-1、0.52 mg · L-1.我国淡水硒含量的现有研究显示, 一般自然水体中硒含量较低, 但湖北恩施等高硒地区的水体硒含量最高值可达275 μg · L-1(王顺荣等, 1984; Fordyce et al., 2000; 马作江等, 2009; Zhang et al.2014; 陈俊良, 2018; 李杰等, 2018), 这意味着长期暴露在此环境下, 水生生物很可能受到硒毒性的影响, 应对其予以重视.《中华人民共和国地表水环境质量标准(GB3838- 2002)》的制定同时考虑了保护水生生物和保护人体健康, 规定一级、二级、三级标准硒含量值为10 μg · L-1, 四级、五级标准硒含量值为20 μg · L-1, 可见中国现有的地表水水质标准小于保护我国淡水水生生物的硒PNECLC50/EC50/IC50值, 即满足在LC50/EC50/IC50条件下保护5%的本土物种不受硒毒性效应的影响, 但无法避免在长期暴露的慢性条件下, 硒可能对本土水生生物造成的影响, 因此, 我国硒淡水水质基准值的设定有待进一步的探讨, 并且建议制定分别保护水生生物和保护人体健康的双值标准.

目前, 部分国家或国际机构已经给出了硒水质标准值, 但由于设定原则、使用的物种种类及其毒性数据的不同, 给出的标准值有所差异.国际联合委员会基于报道的野外研究发现硒浓度为5~10 μg · L-1时, 水体环境中食物链的污染会引起捕食性鱼类的致死效应, 但由于尚未确定导致致死效应的临界硒浓度, 为保护水生生物, 在进一步研究确定此类阈值之前, 规定水体硒含量不应超过1 μg · L-1(IJC, 1981)；美国环境保护署利用SSD法, 基于6科8种鱼类的EC10数据推导出保护95%鱼类生殖不受影响的静水和流水中硒标准值分别为1.5 μg · L-1(30 d)和3.1 μg · L-1(30 d), 他们认为鱼类是最敏感的水生生物, 可以以此浓度作为保护所有水生生物的硒标准值(USEPA, 2016)；澳大利亚和新西兰环境保护委员会利用SSD法, 基于4类(鱼、甲壳动物、昆虫、藻)12种水生生物的LC50或NOEC值, 推导出保护99%水生生物硒的标准值分别为5 μg · L-1(ANZECC, 2000)；加拿大环境部长理事会将硒水质标准值设定为1 μg · L-1, 但并未介绍其制定过程(CCREM, 1987; CCME, 2007).

鱼类是淡水生态系统中的关键物种, 它们既可以作为捕食者捕食低营养级生物, 又可以作为被捕食者被更高营养级的水鸟或者人类所捕食, 在捕食与被捕食的关系中调节着水生生态系统的组成结构.本文得到为保护我国淡水鱼类的硒(无机)PNECNOEC/LOEC、PNECLC50/EC50/IC50值分别为0.21 μg · L-1、1.6 mg · L-1.美国环保署(USEPA, 2016)对于保护鱼类建议流动水中30 d硒平均浓度不超过3.1 μg · L-1, 静水中平均每3年不得有两次以上超过1.2 μg · L-1；另外, 还有一些学者建议将淡水环境中硒的添加量限制在1 μg · L-1(Rudd et al., 1980; Turner et al., 1983; Hamilton, 2004), 这略高于本研究得到的保护我国淡水鱼类的硒(无机)PNECNOEC/LOEC值, 建议将0.21 μg · L-1作为保护我国淡水鱼类长期水相暴露下不受到慢性毒性的硒淡水水质一级基准值, 将1.6 mg · L-1作为保护我国淡水鱼类水相暴露的硒淡水水质二级基准值.

鱼类具有重要的经济价值, 作为人类不可或缺的水产食物, 加之国内外富硒食品的热潮不断, 富硒鱼类的生产已在逐步进行, 其中, 生产富硒鱼类最常见的手段就是在鱼类饲料中添加硒源(颜送贵等, 2013).添加一定量的硒可以使鱼类富硒, 但添加过量的硒可能会导致鱼类生长繁殖异常, 甚至中毒死亡, 这不仅会对鱼类造成影响, 甚至可能通过食物链对人体产生危害, 因此, 对于鱼类饲料中硒添加量的标准值制定迫在眉睫.本文得到为保护我国淡水鱼类长期食物暴露下不受影响的有机硒和无机硒PNECNOEC/LOEC值分别为97 μg · kg-1和98 μg · kg-1.Watanabe等(1997)认为鱼类饲料中硒含量应为50~1000 μg · kg-1食物干重, Hamilton(2004)认为鱼类饲料硒含量超过3000 μg · kg-1便会产生毒性.这些值高于本文得到的保护我国淡水鱼类饲料中有机硒和无机硒的PNECNOEC/LOEC值, 建议我国硒淡水鱼类饲料中硒含量不超过97 μg · kg-1.鱼体内的硒主要来源于水体环境和食物摄入, 因此, 对于鱼类饲料硒含量阈值的设定, 应进一步考虑水相暴露和食物摄入等多途径综合暴露.另外, 本研究发现对于鱼类食物摄入的有机硒和无机硒毒性差异相对较小, 仅为1.5%, 说明鱼类饲料基准值可以以总硒含量表示, 无需区分强调有机硒和无机硒.

5 结论(Conclusions)

本文得到为保护我国水生生物的硒(无机)淡水水生生物水质一级、二级基准值分别为0.58 μg · L-1、0.52 mg · L-1, 为保护我国淡水鱼类的硒(无机)淡水水质一级、二级基准值分别为0.21 μg · L-1、1.6 mg · L-1, 硒淡水鱼类饲料有机硒和无机硒含量一级基准值分别为97 μg · kg-1和98 μg · kg-1.与现有国内外标准及文献对比发现, 基于国外硒水质基准值或我国现有的地表水水质标准对我国淡水水质进行管控可能会对我国淡水水生生物造成欠保护, 基于国外文献研究对我国本土鱼类饲料硒含量进行管控同样可能对本土鱼类造成欠保护.

参考文献
ANZECC(Australia New Zealand Environment and Conservation Council).2000.Australian and New Zealand guidelines for fresh and marine water quality[S].Perth: ANZECC
Byron E R, Santolo G M. 2019. Fish whole-body selenium:interspecies translation experiment[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 191(1): 17.
CCREM(Canadian Council of Resource and Environment Ministers).1987.Canadian water quality guidelines[S]. Ottawa: CCREM
CCME(Canadian Council of Ministers of Environment).2007.Canadian environmental quality guidelines for the protection of aquatic life[S].Ottawa: CCREM
陈华. 2019. 《城镇污水处理厂污染物排放标准》与《地表水环境质量标准》的比较和发展趋势探索[J]. 净水技术, 38(10): 56-61.
陈俊良.2018.富硒碘地区元素形态分布特征及影响因素[D].北京: 中国地质科学院 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-82501-1018203932.htm
陈嫚莉.2016.渭河西安段水体中汞、砷、硒的迁移规律研究[D].西安: 长安大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10710-1016749779.htm
DeForest D K, Brix K V, Adams W J. 2007. Assessing metal bioaccumulation in aquatic environments:The inverse relationship between bioaccumulation factors, trophic transfer factors and exposure concentration[J]. Aquatic Toxicology, 84(2): 236-246.
Fordyce F M, Guangdi Z, Green K, et al. 2000. Soil, grain and water chemistry in relation to human selenium-responsive diseases in Enshi District, China[J]. Applied Geochemistry, 15(1): 117-132.
Hamilton S J. 2004. Review of selenium toxicity in the aquatic food chain[J]. Science of the Total Environment, 326(1): 1-31.
Herbel M J, Johnson T M, Tanji K K, et al. 2002. Selenium stable isotope ratios in California agricultural drainage water management systems[J]. Journal of Environmental Quality, 31(4): 1146.
何宝荣.2010.亚硒酸钠对斑点叉尾鮰的急性毒性研究[D].南昌: 南昌大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-11902-2010248056.htm
环境保护部.2017.淡水水生生物水质基准制定技术指南HJ831-2017[R].北京: 环境保护部
Hunn J B, Hamilton S J, Buckler D R. 1987. Toxicity of sodium selenite to rainbow trout fry[J]. Water Research, 21(2): 233-238.
IJC(International Joint Commission).1981.Selenium in: Report of the Aquatic Ecosystem Objectives Committee[R].Windsor: IJC
Lemly A D. 1985. Toxicology of selenium in a freshwater reservoir:Implications for environmental hazard evalutaion and safety[J]. Ecotoxicol Environ Safety, 10: 314-338.
Lemly A D. 1993. Teratogenic effects of selenium in natural populations of fresh water fish[J]. Ecotoxicol Environ Safty, 26(2): 181-204.
Lemly A D. 2002. Selenium Assessment in Aquatic Ecosystems[M]. New York: Springer.
李杰, 刘久臣, 汤奇峰, 等. 2018. 川西高原地区水体中硒含量及分布特征研究[J]. 岩矿测试, 37(2): 183-192.
李润.2017.环境水样中Se(Ⅳ)/Se(Ⅵ)的分离及质谱分析方法研究[D].兰州: 兰州大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10730-1017715297.htm
梁峰.2011.我国典型流域重金属的风险评价及六价铬水质基准的推导[D].南京: 南京大学 http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10284-1012261173.htm
罗乐, 降林华, 段宁, 等. 2011. 环境中微量元素硒的形态学研究进展[J]. 安徽农业科学, 39(30): 18610-18612+18615.
吕占禄, 王先良, 王菲菲, 等.2013.国内外地表水环境质量标准制修订工作现状[C].环境安全与生态学基准/标准国际研讨会、中国环境科学学会环境标准与基准专业委员会2013年学术研讨会、中国毒理学会环境与生态毒理学专业委员会第三届学术研讨会.南京
Maier K J, Knight A W. 1994. Ecotoxicology of selenium in freshwater systems[J]. Rev Environ Contam Toxicol, 134(134): 31-48.
Matos R P, Lima V M P, Windmöller C C, et al. 2017. Correlation between the natural levels of selenium and soil physicochemical characteristics from the Jequitinhonha Valley (MG), Brazil[J]. Journal of Geochemical Exploration, 172: 195-202.
马作江, 陈永波, 王尔惠, 等. 2009. 恩施高硒区土壤、水及几种植物硒含量的测定[J]. 湖北农业科学, 48(12): 3131-3133.
Muscatello J R, Janz D M. 2009. Selenium accumulation in aquatic biota downstream of a uranium mining and milling operation[J]. Science of the Total Environment, 407: 1318-1325.
农业部渔业渔政管理局.2018.2018中国渔业统计年鉴[J].北京: 中国农业出版社
Ohlendorf H M, Hoffman D J, Saiki M K, et al. 1986. Embryonic mortality and abnormalities of aquatic birds:Apparent impacts of selenium from irrigation drainwater[J]. Science of the Total Environment, 52(1): 49-63.
Ramesh M, Sankaran M, Veera-Gowtham V, et al. 2014. Hematological, biochemical and enzymological responses in an Indian major carp Labeo rohita induced by sublethal concentration of waterborne selenite exposure[J]. Chemico-Biological Interactions, 207(1): 67-73.
Rudd J W M, Turner M A, Townsend B E, et al. 1980. Dynamics of selenium in mercury-contaminated experimental freshwater ecosystems[J]. Journal Canadien Des Sciences Halieutiques Et Aquatiques, 37(5): 848-857.
Santolo G M, Byron E R, Ohlendorf H M. 2016. Contaminants in sediment, food-chain biota, and bird eggs from the Newport Bay watershed, Orange County, California[J]. Environmental Monitoring & Assessment, 188(2): 1-19.
Supriatin S, Weng L, Comans R N J. 2015. Selenium speciation and extractability in Dutch agricultural soils[J]. Science of the Total Environment, 532: 368-382.
Turner M A, Rudd J W M. 1983. The English-Wabigoon River System:Ⅲ.Selenium in Lake Enclosures:Ⅰ[J]. Canadian Journal of Fisheries & Aquatic Sciences, 40(12): 2228-2240.
Turner M A, Swick A L. 1983. The English-Wabigoon River System:IV.Interaction between Mercury and[J]. Journal Canadien Des Sciences Halieutiques Et Aquatiques, 40(12): 2241-2250.
USEPA(United States Environmental Protection Agency).1987.Ambient water quality criteria for selenium[S]. Washington, DC: USEPA
USEPA(United States Environmental Protection Agency).2004.Draft aquatic life water quality criteria for selenium[S].Washington, DC: USEPA
USEPA(United States Environmental Protection Agency).2016.Aquatic life ambient water quality criterion for selenium (freshwater)[S].Washington, DC: USEPA
Villeger S, Brosse S, Mouchet M, et al. 2017. Functional ecology of fish:current approaches and future challenges[J]. Aquatic Sciences, 79(4): 783-801.
Watanabe T, Kiron V, Satoh S. 1997. Trace minerals in fish nutrition[J]. Aquaculture, 151(1): 185-207.
汪贞, 杨先海, 范德玲, 等. 2017. 应用物种敏感性分布评估三氯卡班对我国淡水环境的生态风险[J]. 生态与农村环境学报, 33(10): 921-927.
王顺荣, 李从. 1984. 湘江水体中硒的分布[J]. 环境科学, 5(3): 29-30.
颜送贵, 雷家祥. 2013. 富硒鱼研究成功[J]. 湖南农业, (3): 31.
杨春玲.2019.黑龙江省海伦市富硒农业发展现状及对策探讨[D].哈尔滨: 东北农业大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10224-1019176239.htm
杨帆, 林忠胜, 张哲, 等. 2018. 浅析我国地表水与海水环境质量标准存在的问题[J]. 海洋开发与管理, 35(7): 36-41.
张斌鑫.2019.安康市鱼产品富硒状况调查及加硒饲料对多鳞白甲鱼体内硒沉积水平的影响研究[D].咸阳: 西北农林科技大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10712-1019901757.htm
Zhang H, Feng X, Larssen T. 2014. Selenium speciation, distribution, and transport in a river catchment affected by mercury mining and smelting in Wanshan, China[J]. Applied Geochemistry, 40: 1-10.
祝文兴.2006.硒盐对黑斑蛙蝌蚪(Rana Nigromaculata)毒性效应的研究[D].济南: 山东师范大学 http://med.wanfangdata.com.cn/Paper/Detail?id=DegreePaper_Y909524
我国硒淡水水生生物水质基准值推导
王婷, 张红, 史雅娟, 张梦, 韩国祥