红霉素水生生物基准推导和对中国部分水体生态风险初步评估

2020-10-30陈丽红张瑜丁婷婷孟甜肖欣欣曹莹

生态环境学报 2020年8期

陈丽红，张瑜，丁婷婷，孟甜，肖欣欣，曹莹

中国环境科学研究院环境检测与实验中心，北京 100012

抗生素是指由细菌、真菌或其他微生物在生活过程中所产生，具有抗病原体或其他活性的，能干扰其他生活细胞发育功能的一类次级代谢产物，广泛用于人类医疗和畜禽水产养殖（Halling-srensen et al.，2004；Martinez，2009）。目前，在人类医疗和畜禽水产养殖的过程中，服用的抗生素随着尿液和粪便排出，进入污水处理系统进行处理，但由于抗生素难以通过常规污水处理工艺被降解，使得大量未被有效处理的抗生素随着污水处理系统的排水，通过径流以及渗析进入人类生活的水环境，成为水环境污染的重要来源（Gao et al.，2001；高俊红等，2016）。环境中的抗生素残留具有较高的生态风险和健康风险（Du et al.，2012；徐永刚，2015；Zhao et al.，2015；Li et al.，2014）。中国水体中检出的抗生素涵盖5大类（磺胺类、四环素类、大环内酯类、喹诺酮类和β-内酰胺类）。据报道，以红霉素为代表的大环内酯类抗生素，在中国主要江河流域、淡水湖泊以及海域中均有检出（He et al.，2018；Bai et al.，2014；Dong et al.，2016；Chen et al.，2018；Gao et al.，2012）。而中国目前尚缺乏红霉素的淡水水生生物基准值，因而研究适合中国流域水环境的红霉素水生生物基准，对于保护中国淡水水生生物以及水质基准的研究具有重要意义。

水质基准一般是指水环境中对特定对象不产生危害或不良影响的污染物最大浓度或剂量（US EPA，1980），是水质标准制/修订的科学依据，国际上很早就开展了对水质基准的研究，美国、荷兰、澳大利亚等国家和地区都对水生生物基准进行了广泛的研究，建立了比较完善的理论方法学（Zheng et al.，2017；Wu et al.，2015；吴丰昌等，2012；张瑞卿等，2010；）。中国对水质基准的研究相对比较落后，针对中国流域状况进行水质基准研究，并以此为依据制/修订中国相关水质标准已成为迫切需求。

因此，本研究筛选出中国淡水水生生态系统中不同营养级物种的生态毒理数据，采用USEPA推荐的物种敏感度排序法（SSR）和物种敏感度分布法（SSD），分别研究了大环内酯类抗生素红霉素在短期和长期暴露下对中国淡水水生生物的急性基准值（CMC）和慢性基准值（CCC）的影响，探讨了该值与国内外阈值的差异性。应用提出的水生生物基准值对中国部分水体红霉素暴露生态风险进行了初步评估，研究结果旨在为红霉素水质标准制定提供建议，为中国红霉素污染监测和水生态系统保护提供参考。

1 材料和方法

1.1 红霉素毒性数据搜集、筛选与分类

参照美国水生生物基准毒性数据筛选原则（US EPA，1984），搜集筛选红霉素对水生生物的急性毒性数据LC50（半致死浓度）、EC50（半抑制浓度）和慢性毒性数据NOEC（无可见效应浓度）、LOEC（最低可见效应浓度）等，数据主要来源于美国国家环保局（USEPA）的ECOTOX毒性数据（http://cfpub.epa.gov/ecotox）、中国知网（http://www.cnki.com）以及部分文献。弃用一些不适合用于基准推算的生物毒性数据，如在试验设计中，未设立试验对照组、对照组的试验生物表现不正常、暴露时间不适宜、稀释用水为蒸馏水或去离子水、试验用化合物的理化状态不符合技术指南要求、试验生物曾经暴露于污染物中以及非中国本土物种数据等。共获得3门8科的10个急性毒性数据和2门4科的4个慢性毒性数据。

1.2 水质基准值的推导方法

1.2.1 物种敏感度排序法（SSR）

采用美国环境保护局推荐的物种敏感度排序法（SSR）计算红霉素的急性基准值（US EPA，1982）。将数据搜集与筛选后，计算每个物种的物种平均急性值（SMAV）和每个属的属平均急性值（GMAV），将GMAV从小到大进行排序，并且将其分配等级R，最小的属平均急性值的等级为1，最大的属平均急性值的等级为N（N为属的个数），对每个属平均急性值的累积概率（P），按公式P=R/(N+1) 进行计算，选择累积概率最小的4个属平均急性值，用这4个属平均急性值和它们的累积概率计算终急性值（FAV），急性基准（CMC）即为FAV/2。慢性基准（CCC）为终慢性值（FCV）、终植物值（FPV）和终残留值（FRV）中的小值。计算公式如下：

终慢性值（FCV）的计算有两种方式：一是通过与求得终急性值（FAV）类似的方法获得；二是通过终急性值（FAV）除以终急性-慢性比率（FACR），要求至少具有3个物种（鱼类、无脊椎类和一种重要的敏感物种）的数据，并且终急性-慢性比率（FACR）的计算是同一试验条件下的数据。

终植物值（FPV）是用藻类所做的实验或者是用水生维管束植物所做的慢性实验得出的结果中的最小值。终残留值（FRV）按照公式（8）计算：

其中，MPTC为最大允许组织浓度；BCF为生物富集因子。

由于慢性数据不足，终慢性值（FCV）采用急慢性比值法计算，慢性基准（CCC）为终急性值（FAV）与终急性-慢性比率（FACR）的比值。

1.2.2 物种敏感度分布法（SSD）

物种敏感度分布法（SSD）是一种基于统计的方法，该方法的理论基础为：不同门类的生物由于生活史、生理构造、行为特征和地理分布等不同而产生差异性，在毒理学上反映为不同的物种对污染物有不同的剂量-效应关系，即不同的生物对同一污染物存在敏感性差异并遵循一定的概率分布模型。将不同生物对某种污染物的敏感性分布通过一定的函数进行拟合，通过计算就可求得能保护一定百分比的生物的污染物浓度，据此可推算出基准阈值。目前一般以保护95%生物的污染物浓度，即HC5作为安全阈值，将HC5数值经过一定的矫正因子校正（一般取值1—5），即可得出水生生物基准数值。

该研究采用基于log-normal SSD法和log-logistic SSD法对红霉素急性毒性数据（表1）进行拟合，推导出红霉素CMC，分别采用荷兰RIVM ETX2.0（图1a）软件（Van et al.，2004）和ORIGIN（图1b）软件拟合。该软件常被应用于中国环境基准的推导和环境暴露的风险评价（刘征涛等，2012；王晓南等，2013；吴丰昌等，2011；何丽等，2014）。

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

1.3 生态风险评估

采用风险商值（RQ）法（European Commission，2003）对中国部分水体环境中红霉素的暴露风险进行评估，将红霉素的水体暴露浓度除以获得的水生生物慢性基准值，得到RQ。若RQ＞1，则有风险；若RQ＜1，则无风险。

2 结果与讨论

2.1 物种敏感度排序法（SSR）推导的基准值

2.1.1 红霉素急性基准值（CMC）

红霉素的水生生物急性毒性值筛选结果见表1。按照物种敏感度对红霉素急性毒性数据排序，计算各属权数P，选择最敏感的4属：南美白对虾（Penaeus属，P=0.40）、丰年虫（Thamnocephalus属，P=0.30）、模糊网纹溞（Ceriodaphnia属，P=0.20）和月牙藻（Pseudokirchneriella属，P=0.10）数据，依据式 (1)—(5) 计算出红霉素的FAV为0.94 μg·L-1，CMC为0.47 μg·L-1。

2.1.2 红霉素慢性基准值（CCC）

图1 采用不同模型拟合红霉素的急性物种敏感度分布曲线Fig.1 The acute species sensitivity distribution curves of different models

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

由于慢性数据没有达到3门8科的最低要求，不能采用计算FAV的方法来推导FCV值，故采用FAV除以终急性-慢性毒性比（FACR）来求得。基于可获得的红霉素水生生物急慢性毒性数据，采用青鳉鱼（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）和南美白对虾（Penaeus vannamei）（Williams et al.，1992）4个物种计算FACR，详见表2。可以得到红霉素的FACR值为9.52，FCV为FAV/FACR，红霉素的淡水水生生物FCV值为0.10 μg·L-1。聚球藻（Synechococcus leopoliensis）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）为2 μg·L-1；圆柱类鱼腥藻（Anabaena cylindrica）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）为3.1 μg·L-1；惠氏微囊藻（Microcystis wesenbergii）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）为4.7 μg·L-1；铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）为10 μg·L-1；浮萍（Lemna gibba）7 d-NOEC（Brain et al.，2004）为300 μg·L-1。在比较红霉素对浮游植物及大型水生植物的毒性数据后，最终植物值（FPV）采用聚球藻（Synechococcus leopoliensis）6 d-NOEC（Ando et al.，2007）为2 μg·L-1。由于红霉素的生物累计系数BCF很低，可忽略体内残留值的影响。综上所述，红霉素的CCC值为0.10 μg·L-1。

2.2 物种敏感度分布法（SSD）推导的基准值

利用RIVM推荐的EXT 2.0风险评估软件分析表1中数据，拟合结果如图1a所示，得到HC5=67.0 μg·L-1，CMC=HC5/2=33.5 μg·L-1。由于慢性数据太少，不进行拟合。将HC5（67 μg·L-1）除以终急性-慢性毒性比得到红霉素CCC为7.04 μg·L-1。

利用ORIGIN软件对表1中数据进行log-logistic型函数分布拟合，拟合结果如图1b所示，得到HC5=115 μg·L-1，CMC=HC5/2=57.5 μg·L-1。同样，由于慢性数据太少，不进行拟合。将HC5（115 μg·L-1）除以终急性-慢性毒性比得到红霉素CCC为12.1 μg·L-1。

2.3 3种方法推导基准值比对

利用3种方法分别推导红霉素的水质基准，结果发现，3种方法推导的水质基准值存在差异（表3）。SSD法求得的红霉素基准值高于SSR法，主要因为SSR法虽然计算了各物种和属的毒性数据，但最终用于计算基准值的只是累积概率接近0.05的4个属的毒性数据，这使得该方法推导的最终基准值很大程度上依赖于敏感物种的数据。SSD法更多地依赖整体毒性数据对基准的影响，不能考虑到敏感生物的毒性数据。使用的模型不同，拟合出的物种敏感度分布曲线不同，因而得出的基准值可能也不同，所以不同区域基准可能有特定的模型推导方法（Wu et al.，2001）。所以SSD法与SSR法推算的红霉素基准值有一定差异，甚至不是一个数量级。

表3 本文推算的红霉素基准值与文献中PNEC或HC5值的比较Table 3 The comparison of aquatic criteria, PNEC and HC5 values for erythromycin in this study and reference μg·L-1

红霉素的急性毒性数据包括鱼类（虹鳟鱼、条纹鲈以及青鳉鱼）、无脊椎动物（溞类、丰年虫、南美白对虾）和藻类，其中最敏感的是月牙藻。慢性毒性数据包括大型植物、绿藻、昆虫和鱼类，水生植物（聚球藻、圆柱类鱼腥藻、惠氏微囊藻、铜绿微囊藻、鱼腥藻、水华鱼腥藻、念珠藻、青萍）的毒性实验测得6 d-NOEC范围在0.002—0.30 mg·L-1。除水生植物外，慢性毒性数据中最敏感的物种是大型溞，21 d-NOEC为11.1 mg·L-1。将这3种方法推算的基准值和红霉素的毒性数据相比较发现，SSR法得出的基准值可以保护更大范围的水生生物。朱小奕（2017）通过改进的水生态风险评估ACR-SSD联用模型，分析红霉素对物种的慢性HC5阈值和模拟浓度暴露情境下的PAF值，结果表明红霉素对物种的慢性HC5值为2.08 μg·L-1，水生初级生产者对红霉素的敏感性较高，红霉素在水环境浓度5.00 μg·L-1下对初级生产者的PAF值为19.2%。敏感的物种分别为鱼腥藻、项圆藻、惠氏微囊藻和铜绿微囊藻，全部为藻类。相对而言，采用SSR方法推导出的红霉素基准值较为严格。因此本研究认为该方法得出的基准值作为保护中国淡水水生生物的基准值比较恰当，其CMC和CCC分别为0.47、0.10 μg·L-1。

预测无效应浓度（PNEC）是一个保护生物的安全阈值。Zhao et al.（2017）利用SSDs法，包括log-normal、log-logistic和3种非参数方法推导红霉素在水质中的急性和慢性（PNECs慢性=PNECs急性/ACR，假设ACR=25）PNECs分别为2.40、0.02 μg·L-1。PNEC的结果多半是基于欧盟化学物质风险评价技术指导文件（TGD）中的评估因子法，由于比较依赖敏感水生生物的毒性值和1个确定的评估因子，其得到的结果具有一定的不确定性。

2.4 中国部分水体红霉素生态风险评估

经查阅中国部分江河和湖泊中大环内酯类抗生素的暴露浓度（李威等，2020），大环内酯类中常检出的是红霉素和罗红霉素，红霉素可为人用和兽用，而罗红霉素仅为人用，红霉素在水环境中的检出浓度更高，因此本研究以大环内酯类暴露浓度代替红霉素暴露浓度。将本研究推导出的红霉素慢性基准值（CCC）与中国部分江河和湖泊中大环内酯类暴露浓度（李威等，2020）相比较（表4），结果显示，7个区域中有3个区域的大环内酯类平均暴露浓度超过慢性基准值。其中，辽河水体中大环内酯类浓度平均为202、151 ng·L-1，海河水体含量为1.01×103、17.1 ng·L-1，少数断面高达7.98×103ng·L-1，珠江水体为424、153 ng·L-1（李威等，2020）。对照本研究提出的0.10 μg·L-1的慢性基准值，这些水体呈现出一定的生态风险，值得关注。