紅霉素水生生物基準推導和對中國部分水體生態(tài)風險初步評估

陳麗紅，張瑜，丁婷婷，孟甜，肖欣欣，曹瑩

中國環(huán)境科學研究院環(huán)境檢測與實驗中心，北京 100012

抗生素是指由細菌、真菌或其他微生物在生活過程中所產(chǎn)生，具有抗病原體或其他活性的，能干擾其他生活細胞發(fā)育功能的一類次級代謝產(chǎn)物，廣泛用于人類醫(yī)療和畜禽水產(chǎn)養(yǎng)殖（Halling-srensen et al.，2004；Martinez，2009）。目前，在人類醫(yī)療和畜禽水產(chǎn)養(yǎng)殖的過程中，服用的抗生素隨著尿液和糞便排出，進入污水處理系統(tǒng)進行處理，但由于抗生素難以通過常規(guī)污水處理工藝被降解，使得大量未被有效處理的抗生素隨著污水處理系統(tǒng)的排水，通過徑流以及滲析進入人類生活的水環(huán)境，成為水環(huán)境污染的重要來源（Gao et al.，2001；高俊紅等，2016）。環(huán)境中的抗生素殘留具有較高的生態(tài)風險和健康風險（Du et al.，2012；徐永剛，2015；Zhao et al.，2015；Li et al.，2014）。中國水體中檢出的抗生素涵蓋5大類（磺胺類、四環(huán)素類、大環(huán)內(nèi)酯類、喹諾酮類和β-內(nèi)酰胺類）。據(jù)報道，以紅霉素為代表的大環(huán)內(nèi)酯類抗生素，在中國主要江河流域、淡水湖泊以及海域中均有檢出（He et al.，2018；Bai et al.，2014；Dong et al.，2016；Chen et al.，2018；Gao et al.，2012）。而中國目前尚缺乏紅霉素的淡水水生生物基準值，因而研究適合中國流域水環(huán)境的紅霉素水生生物基準，對于保護中國淡水水生生物以及水質(zhì)基準的研究具有重要意義。

水質(zhì)基準一般是指水環(huán)境中對特定對象不產(chǎn)生危害或不良影響的污染物最大濃度或劑量（US EPA，1980），是水質(zhì)標準制/修訂的科學依據(jù)，國際上很早就開展了對水質(zhì)基準的研究，美國、荷蘭、澳大利亞等國家和地區(qū)都對水生生物基準進行了廣泛的研究，建立了比較完善的理論方法學（Zheng et al.，2017；Wu et al.，2015；吳豐昌等，2012；張瑞卿等，2010；）。中國對水質(zhì)基準的研究相對比較落后，針對中國流域狀況進行水質(zhì)基準研究，并以此為依據(jù)制/修訂中國相關水質(zhì)標準已成為迫切需求。

因此，本研究篩選出中國淡水水生生態(tài)系統(tǒng)中不同營養(yǎng)級物種的生態(tài)毒理數(shù)據(jù)，采用USEPA推薦的物種敏感度排序法（SSR）和物種敏感度分布法（SSD），分別研究了大環(huán)內(nèi)酯類抗生素紅霉素在短期和長期暴露下對中國淡水水生生物的急性基準值（CMC）和慢性基準值（CCC）的影響，探討了該值與國內(nèi)外閾值的差異性。應用提出的水生生物基準值對中國部分水體紅霉素暴露生態(tài)風險進行了初步評估，研究結(jié)果旨在為紅霉素水質(zhì)標準制定提供建議，為中國紅霉素污染監(jiān)測和水生態(tài)系統(tǒng)保護提供參考。

1 材料和方法

1.1 紅霉素毒性數(shù)據(jù)搜集、篩選與分類

參照美國水生生物基準毒性數(shù)據(jù)篩選原則（US EPA，1984），搜集篩選紅霉素對水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)LC50（半致死濃度）、EC50（半抑制濃度）和慢性毒性數(shù)據(jù)NOEC（無可見效應濃度）、LOEC（最低可見效應濃度）等，數(shù)據(jù)主要來源于美國國家環(huán)保局（USEPA）的ECOTOX毒性數(shù)據(jù)（http://cfpub.epa.gov/ecotox）、中國知網(wǎng)（http://www.cnki.com）以及部分文獻。棄用一些不適合用于基準推算的生物毒性數(shù)據(jù)，如在試驗設計中，未設立試驗對照組、對照組的試驗生物表現(xiàn)不正常、暴露時間不適宜、稀釋用水為蒸餾水或去離子水、試驗用化合物的理化狀態(tài)不符合技術指南要求、試驗生物曾經(jīng)暴露于污染物中以及非中國本土物種數(shù)據(jù)等。共獲得3門8科的10個急性毒性數(shù)據(jù)和2門4科的4個慢性毒性數(shù)據(jù)。

1.2 水質(zhì)基準值的推導方法

1.2.1 物種敏感度排序法（SSR）

采用美國環(huán)境保護局推薦的物種敏感度排序法（SSR）計算紅霉素的急性基準值（US EPA，1982）。將數(shù)據(jù)搜集與篩選后，計算每個物種的物種平均急性值（SMAV）和每個屬的屬平均急性值（GMAV），將GMAV從小到大進行排序，并且將其分配等級R，最小的屬平均急性值的等級為1，最大的屬平均急性值的等級為N（N為屬的個數(shù)），對每個屬平均急性值的累積概率（P），按公式P=R/(N+1) 進行計算，選擇累積概率最小的4個屬平均急性值，用這4個屬平均急性值和它們的累積概率計算終急性值（FAV），急性基準（CMC）即為FAV/2。慢性基準（CCC）為終慢性值（FCV）、終植物值（FPV）和終殘留值（FRV）中的小值。計算公式如下：

終慢性值（FCV）的計算有兩種方式：一是通過與求得終急性值（FAV）類似的方法獲得；二是通過終急性值（FAV）除以終急性-慢性比率（FACR），要求至少具有3個物種（魚類、無脊椎類和一種重要的敏感物種）的數(shù)據(jù)，并且終急性-慢性比率（FACR）的計算是同一試驗條件下的數(shù)據(jù)。

終植物值（FPV）是用藻類所做的實驗或者是用水生維管束植物所做的慢性實驗得出的結(jié)果中的最小值。終殘留值（FRV）按照公式（8）計算：

其中，MPTC為最大允許組織濃度；BCF為生物富集因子。

由于慢性數(shù)據(jù)不足，終慢性值（FCV）采用急慢性比值法計算，慢性基準（CCC）為終急性值（FAV）與終急性-慢性比率（FACR）的比值。

1.2.2 物種敏感度分布法（SSD）

物種敏感度分布法（SSD）是一種基于統(tǒng)計的方法，該方法的理論基礎為：不同門類的生物由于生活史、生理構(gòu)造、行為特征和地理分布等不同而產(chǎn)生差異性，在毒理學上反映為不同的物種對污染物有不同的劑量-效應關系，即不同的生物對同一污染物存在敏感性差異并遵循一定的概率分布模型。將不同生物對某種污染物的敏感性分布通過一定的函數(shù)進行擬合，通過計算就可求得能保護一定百分比的生物的污染物濃度，據(jù)此可推算出基準閾值。目前一般以保護95%生物的污染物濃度，即HC5作為安全閾值，將HC5數(shù)值經(jīng)過一定的矯正因子校正（一般取值1—5），即可得出水生生物基準數(shù)值。

該研究采用基于log-normal SSD法和log-logistic SSD法對紅霉素急性毒性數(shù)據(jù)（表1）進行擬合，推導出紅霉素CMC，分別采用荷蘭RIVM ETX2.0（圖1a）軟件（Van et al.，2004）和ORIGIN（圖1b）軟件擬合。該軟件常被應用于中國環(huán)境基準的推導和環(huán)境暴露的風險評價（劉征濤等，2012；王曉南等，2013；吳豐昌等，2011；何麗等，2014）。

表1 紅霉素的水生生物急性毒性值Table 1 Acutec toxicity data of erythromycin for freshwater species

1.3 生態(tài)風險評估

采用風險商值（RQ）法（European Commission，2003）對中國部分水體環(huán)境中紅霉素的暴露風險進行評估，將紅霉素的水體暴露濃度除以獲得的水生生物慢性基準值，得到RQ。若RQ＞1，則有風險；若RQ＜1，則無風險。

2 結(jié)果與討論

2.1 物種敏感度排序法（SSR）推導的基準值

2.1.1 紅霉素急性基準值（CMC）

紅霉素的水生生物急性毒性值篩選結(jié)果見表1。按照物種敏感度對紅霉素急性毒性數(shù)據(jù)排序，計算各屬權(quán)數(shù)P，選擇最敏感的4屬：南美白對蝦（Penaeus屬，P=0.40）、豐年蟲（Thamnocephalus屬，P=0.30）、模糊網(wǎng)紋溞（Ceriodaphnia屬，P=0.20）和月牙藻（Pseudokirchneriella屬，P=0.10）數(shù)據(jù)，依據(jù)式 (1)—(5) 計算出紅霉素的FAV為0.94 μg·L-1，CMC為0.47 μg·L-1。

2.1.2 紅霉素慢性基準值（CCC）

圖1 采用不同模型擬合紅霉素的急性物種敏感度分布曲線Fig.1 The acute species sensitivity distribution curves of different models

表2 紅霉素的急慢性比率Table 2 FACR of erythromycin

由于慢性數(shù)據(jù)沒有達到3門8科的最低要求，不能采用計算FAV的方法來推導FCV值，故采用FAV除以終急性-慢性毒性比（FACR）來求得?；诳色@得的紅霉素水生生物急慢性毒性數(shù)據(jù)，采用青鳉魚（Oryzias latipes）（Ji et al.，2012）、多刺裸腹溞（Moina macrocopa）（Ji et al.，2012）、大型溞（Daphnia magna）（Ji et al.，2012）和南美白對蝦（Penaeus vannamei）（Williams et al.，1992）4個物種計算FACR，詳見表2。可以得到紅霉素的FACR值為9.52，F(xiàn)CV為FAV/FACR，紅霉素的淡水水生生物FCV值為0.10 μg·L-1。聚球藻（Synechococcus leopoliensis）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）為2 μg·L-1；圓柱類魚腥藻（Anabaena cylindrica）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）為3.1 μg·L-1；惠氏微囊藻（Microcystis wesenbergii）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）為4.7 μg·L-1；銅綠微囊藻（Microcystis aeruginosa）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）為10 μg·L-1；浮萍（Lemna gibba）7 d-NOEC（Brain et al.，2004）為300 μg·L-1。在比較紅霉素對浮游植物及大型水生植物的毒性數(shù)據(jù)后，最終植物值（FPV）采用聚球藻（Synechococcus leopoliensis）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）為2 μg·L-1。由于紅霉素的生物累計系數(shù)BCF很低，可忽略體內(nèi)殘留值的影響。綜上所述，紅霉素的CCC值為0.10 μg·L-1。

2.2 物種敏感度分布法（SSD）推導的基準值

利用RIVM推薦的EXT 2.0風險評估軟件分析表1中數(shù)據(jù)，擬合結(jié)果如圖1a所示，得到HC5=67.0 μg·L-1，CMC=HC5/2=33.5 μg·L-1。由于慢性數(shù)據(jù)太少，不進行擬合。將HC5（67 μg·L-1）除以終急性-慢性毒性比得到紅霉素CCC為7.04 μg·L-1。

利用ORIGIN軟件對表1中數(shù)據(jù)進行l(wèi)og-logistic型函數(shù)分布擬合，擬合結(jié)果如圖1b所示，得到HC5=115 μg·L-1，CMC=HC5/2=57.5 μg·L-1。同樣，由于慢性數(shù)據(jù)太少，不進行擬合。將HC5（115 μg·L-1）除以終急性-慢性毒性比得到紅霉素CCC為12.1 μg·L-1。

2.3 3種方法推導基準值比對

利用3種方法分別推導紅霉素的水質(zhì)基準，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，3種方法推導的水質(zhì)基準值存在差異（表3）。SSD法求得的紅霉素基準值高于SSR法，主要因為SSR法雖然計算了各物種和屬的毒性數(shù)據(jù)，但最終用于計算基準值的只是累積概率接近0.05的4個屬的毒性數(shù)據(jù)，這使得該方法推導的最終基準值很大程度上依賴于敏感物種的數(shù)據(jù)。SSD法更多地依賴整體毒性數(shù)據(jù)對基準的影響，不能考慮到敏感生物的毒性數(shù)據(jù)。使用的模型不同，擬合出的物種敏感度分布曲線不同，因而得出的基準值可能也不同，所以不同區(qū)域基準可能有特定的模型推導方法（Wu et al.，2001）。所以SSD法與SSR法推算的紅霉素基準值有一定差異，甚至不是一個數(shù)量級。

表3 本文推算的紅霉素基準值與文獻中PNEC或HC5值的比較Table 3 The comparison of aquatic criteria, PNEC and HC5 values for erythromycin in this study and reference μg·L-1

紅霉素的急性毒性數(shù)據(jù)包括魚類（虹鱒魚、條紋鱸以及青鳉魚）、無脊椎動物（溞類、豐年蟲、南美白對蝦）和藻類，其中最敏感的是月牙藻。慢性毒性數(shù)據(jù)包括大型植物、綠藻、昆蟲和魚類，水生植物（聚球藻、圓柱類魚腥藻、惠氏微囊藻、銅綠微囊藻、魚腥藻、水華魚腥藻、念珠藻、青萍）的毒性實驗測得6 d-NOEC范圍在0.002—0.30 mg·L-1。除水生植物外，慢性毒性數(shù)據(jù)中最敏感的物種是大型溞，21 d-NOEC為11.1 mg·L-1。將這3種方法推算的基準值和紅霉素的毒性數(shù)據(jù)相比較發(fā)現(xiàn)，SSR法得出的基準值可以保護更大范圍的水生生物。朱小奕（2017）通過改進的水生態(tài)風險評估ACR-SSD聯(lián)用模型，分析紅霉素對物種的慢性HC5閾值和模擬濃度暴露情境下的PAF值，結(jié)果表明紅霉素對物種的慢性HC5值為2.08 μg·L-1，水生初級生產(chǎn)者對紅霉素的敏感性較高，紅霉素在水環(huán)境濃度5.00 μg·L-1下對初級生產(chǎn)者的PAF值為19.2%。敏感的物種分別為魚腥藻、項圓藻、惠氏微囊藻和銅綠微囊藻，全部為藻類。相對而言，采用SSR方法推導出的紅霉素基準值較為嚴格。因此本研究認為該方法得出的基準值作為保護中國淡水水生生物的基準值比較恰當，其CMC和CCC分別為0.47、0.10 μg·L-1。

預測無效應濃度（PNEC）是一個保護生物的安全閾值。Zhao et al.（2017）利用SSDs法，包括log-normal、log-logistic和3種非參數(shù)方法推導紅霉素在水質(zhì)中的急性和慢性（PNECs慢性=PNECs急性/ACR，假設ACR=25）PNECs分別為2.40、0.02 μg·L-1。PNEC的結(jié)果多半是基于歐盟化學物質(zhì)風險評價技術指導文件（TGD）中的評估因子法，由于比較依賴敏感水生生物的毒性值和1個確定的評估因子，其得到的結(jié)果具有一定的不確定性。

2.4 中國部分水體紅霉素生態(tài)風險評估

經(jīng)查閱中國部分江河和湖泊中大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的暴露濃度（李威等，2020），大環(huán)內(nèi)酯類中常檢出的是紅霉素和羅紅霉素，紅霉素可為人用和獸用，而羅紅霉素僅為人用，紅霉素在水環(huán)境中的檢出濃度更高，因此本研究以大環(huán)內(nèi)酯類暴露濃度代替紅霉素暴露濃度。將本研究推導出的紅霉素慢性基準值（CCC）與中國部分江河和湖泊中大環(huán)內(nèi)酯類暴露濃度（李威等，2020）相比較（表4），結(jié)果顯示，7個區(qū)域中有3個區(qū)域的大環(huán)內(nèi)酯類平均暴露濃度超過慢性基準值。其中，遼河水體中大環(huán)內(nèi)酯類濃度平均為202、151 ng·L-1，海河水體含量為1.01×103、17.1 ng·L-1，少數(shù)斷面高達7.98×103ng·L-1，珠江水體為424、153 ng·L-1（李威等，2020）。對照本研究提出的0.10 μg·L-1的慢性基準值，這些水體呈現(xiàn)出一定的生態(tài)風險，值得關注。

表4 中國部分淡水水體中大環(huán)內(nèi)酯類抗生素質(zhì)量濃度Table 4 The Mass concentrations of macrolides antibiotics in freshwater of China

3 結(jié)論

（1）利用USEPA推薦的SSR水生生物基準技術，推導保護中國水生生物的紅霉素急性和慢性基準值分別為0.47、0.10 μg·L-1。

（2）應用獲得的紅霉素慢性基準值對中國部分水體進行紅霉素暴露生態(tài)風險評價，結(jié)果表明風險區(qū)域主要集中在遼河、海河和珠江，部分區(qū)域點位存在一定的紅霉素暴露生態(tài)風險。