基于种间关系预测评估稻菜轮作区地表水中吡虫啉的生态风险

谭华东, 王传咪, 吴秋敏, 崔艳梅, 武春媛

(1. 中国热带农业科学院 环境与植物保护研究所，海口 571101；2. 国家农业环境儋州观测实验站，海南 儋州 571737；3. 海南大学 热带作物学院，海口 570228；4. 华中农业大学 资源与环境学院，武汉 430070)

吡虫啉 (imidacloprid) 是我国 (亚) 热带农业生产实践中使用量最大、最广的新烟碱类农药品种之一，广泛用于蚜虫、叶蝉和蓟马等虫害防治。研究表明，吡虫啉在 (亚) 热带地表水、稻田水和农业用水等水体中常有检出 (部分检出率高达100%)，最大检出质量浓度已达到8.36 μg/L，且该浓度占比达29.2%～48.7%[1-3]。此外，吡虫啉在水体中呈长残留特点且低剂量 (ng/L～μg/L) 下即具有明显的生物毒性效应[4-5]，对水生生态系统具有潜在风险，因此迫切需要深入评估其在 (亚) 热带水体环境中的生态风险。

物种敏感度分布 (species sensitivity distribution，SSD) 模型常用于包括吡虫啉等在内的多种污染物的水生生态风险评估工作，该模型同时考虑了多种水生生物的综合影响 (分类群≥8 个、物种≥15 个即可获得较好评估效果)[6-7]。然而，当前突出的问题是，美国环保署ECOTOX (US EPA ECOTOX) 数据库中的毒性效应数据主要集中于欧美等国家的本土水生生物物种，极少涉及亚洲等区域的本地水生生物物种。因此，利用间接的方法获得所研究区域本地水生生物的毒性数据显得尤为重要。种间关系预测 (interspecific correlation estimation，ICE) 模型可用于预测化学物质在US EPA ECOTOX 数据库中缺乏的水生生物毒性数据，有助于构建基于本地水生生物的SSD 曲线[8-9]。ICE模型于2003 年由US EPA 首次实施，随后建立了基于网络的ICE 模型 (Web-ICE) 和应用程序，目前已成为危险化学品暴露风险评估的重要工具之一[6-8,10-11]。基于Web-ICE 预测值获得研究区域本地水体生物的SSD，有助于减少吡虫啉风险评估的不确定性。

海南省澄迈县稻菜轮作普遍，吡虫啉已经成为该区域稻菜轮作中最常用的杀虫剂品种，且呈大量、高频率使用态势[12-13]。与我国的温带地区不同，该区域雨季多变的降雨与旱季频繁的人工灌溉，促使稻菜轮作周围水体面临长期持续或脉冲式吡虫啉输入，这将对该区域农业周围水体生态系统构成严重威胁。因此，本研究拟综合Web-ICE 模型预测所得毒性数据和数据库中已有的毒性数据建立吡虫啉的SSD 曲线，进而获得符合本地水生生物暴露特征的吡虫啉生态风险阈值——5%物种危害质量浓度 (hazardous concentration at 5thpercentile of the species，HC5)，并通过风险商(risk quotient，RQ) 法评估其生态风险特征。据笔者所知，这是第一份基于本地水生生物的海南稻菜轮作区吡虫啉生态风险评估研究报告，相关结果将为该区域吡虫啉的农药管理和风险管控提供有用信息。

1 材料与方法

1.1 样品采集

于海南省澄迈县 (109°00～110°15′E，19°23′～20°0′N) 稻菜轮作区设置28 个采样点位 (S1～S28)，具体分布如图1 所示。采集水面下方10～20 cm处混合水样，即将田块周围灌溉/排水渠[4 级沟渠(农渠)，宽度＜1 m，长度＜300 m，水深为20～60 cm] 入水口、中间段和出水口处的水样等体积混合，取1 L 混合水样置于棕色玻璃瓶内保存，沟渠距离田块1～5 m。采样时间为2021 年1 月、4 月和7 月，采样点经纬度及当季种植作物信息如表1 所示。样品采集均于作物施药前1～2 周内完成，错开用药高峰期。采样区水体中生活着多种水生生物，如蝌蚪、蟹类、贝类及多种无脊椎生物等非目标生物，是农业系统生物多样性和生态安全的重要指示物种[14-15]，若过量的吡虫啉以脉冲式/高频次地输入将构成严重威胁，因此开展吡虫啉的生态风险评估十分必要。

表1 海南省澄迈县采样点位经纬度与当季种植作物种类Table 1 Longitude and latitude of sampling sites and planting crop types in Chengmai, Hainan

图1 采样点分布图Fig.1 The distribution map of sampling sites

1.2 仪器与试剂

超高效液相色谱-三重四极杆串联质谱仪(UPLC-MS/MS，Waters ACQUITY UPLC-Xevo TQ-S，美国Waters 公司)，配有该公司的ACQUITY UPLC HSS T3 色谱柱 (2.1 mm × 100 mm，1.8 μm)；Mettler XS205 万分之一电子天平[梅特勒-托利多仪器 (上海) 有限公司]；OA-sys 氮吹仪 (美国Organomation 公司)；Centrifuge 5417R 台式冷冻离心机 (德国Eppendorf 有限公司)。

99% 吡虫啉 (imidacloprid) 标准品，购自上海Aladdin 试剂有限公司；以氘代物吡虫啉-d4(imidacloprid-d4) 作为内标物，加拿大C/D/N 同位素公司；甲醇、乙腈、二氯甲烷为色谱纯，其他试剂为分析纯。

1.3 样品处理与吡虫啉残留量分析

参考文献所述液-液萃取方法[16]，利用二氯甲烷提取水体中的吡虫啉后进行测定。取10 μL 1 mg/L 的内标物加入到50 mL 水样中，加入4 g NaCl，混匀；加入15 mL 二氯甲烷，振荡提取2 min，分离二氯甲烷相；重复二氯甲烷提取步骤3 次，合并3 次的提取液；加入5 g 无水Na2SO4进行干燥，并于4 000 r/min 下离心5 min，旋蒸至近干，用0.5 mL 甲醇复溶，过0.22 μm 尼龙滤膜，待UPLC-MS/MS 分析。

仪器检测条件：柱温30 ℃，进样量5 μL。流动相A 为0.1%甲酸水溶液，B 为甲醇，梯度洗脱程序：0～2.0 min，80% A；3.0～4.0 min，10% A；4.0～5.0 min，10%～80% A；5.0～6.0 min，80% A。运行时间6.0 min。

电喷雾离子源 (ESI) 正离子模式，毛细管电压3.2 kV，雾化器压力310 kPa，脱溶剂气温度500 ℃，脱溶剂气流量1 000 L/h，锥孔气流量150 L/h，采用多离子反应监测模式 (MRM)。吡虫啉的保留时间为2.92 min，监测离子对为256.1＞175.1*和256.1＞209.1 (*为定量离子)，其相应的碰撞能分别为10 和20 eV，锥孔电压15 V；内标物IMI-d4保留时间为2.94 min，监测离子对为260.1＞213.1*和260.1＞179.1 (*为定量离子)，其相应的碰撞能分别为10 和20 eV，锥孔电压39 V。

1.4 分析过程质量保证和质量控制(QA/QC)

样品分析过程中通过空白样品、添加回收试验和平行样品设置，对吡虫啉的测定进行质量控制与保证。每14 个样品为一个批次，设置3 个空白基质及3 个基质空白添加，以内标法定量，获得吡虫啉的校正曲线，相关系数为0.999 5。本试验过程中，空白样品无目标物检出，且添加回收率在87.9%～95.6%之间，相对标准偏差 (RSD) 为2.1%～4.8%，按信噪比 (S/N) ≥3 和S/N≥10 得吡虫啉的检出限 (LOD) 和定量限 (LOQ) 分别为1.3～1.8 ng/L 和3.7～5.5 ng/L，表明所用方法满足后续分析测试的要求。此外，玻璃器皿和塑料制品使用分析纯乙醇进行浸泡，并用去离子水反复清洗，于105 ℃烘干后使用，以保证无待测物污染。

1.5 Web-ICE 模型

1.5.1 模型背景 ICE 是US EPA 及其合作者利用化学物质已有的毒性数据 (LC50/LD50) 来预测该物质对其他物种急性毒性的一种方法，可弥补因数据不足造成SSD 等拟合不准确的缺点。ICE 模型中，对待预测物种的毒性值通过与替代物种毒性值之间的最小二乘法线性回归关系预测获得[17]，具体如公式 (1) 所示。

其中，lg(y)表示待预测物种的log10转化毒性值，a (b) 表示线性回归方程截距 (斜率)，lg(x)表示替代物种的log10转化毒性值。

Web-ICE 为种间外推提供了用户友好的互联网平台，可快速获取物质的急性毒性预测值。使用Web-ICE 模型具有如下4 个优点[17-18]：1) 基于有限的测量数据集预测不同物种的毒性数据；2) 可减少动物使用；3) 生成足够用于SSD 的急性毒性数据，优化拟合效果；4) 数据获取直接、方便且快捷。

1.5.2 预测数据筛查指标 对同一个物种往往可采用多种不同物种的毒性数据进行预测，从而获得多个预测结果，因此，为了预测的可靠性，ICE-Web 模型推荐采用最小二乘法线性回归关系预测相关统计学参数，以筛选最佳毒性数据。其中，决定系数 (R2) 用于度量回归模型拟合优度，数值越接近1 则表示拟合效果越好；p值则是模型进行差异显著性检验后的显著程度；均方误差(mean square error，MSE) 用于度量估计值与被估计值之间的差异程度，反映了模型的预测精度，数值趋近于0 则表明模型拟合越精确；采用留一交叉检验法 (leave-one-out cross validation，LOO)验证模型的成功率，数值越接近100%则显示模型预测结果可靠性越高；分类距离 (taxonomic distance) 指替代物种和预测物种之间的分类学关系，其数值越小反映它们之间的关系越近；默认选定95%置信区间 (confidence intervals，CIs)下的预测浓度范围，CIs 数值越小则反映出预测结果越好。本研究具体指标筛选依据见1.6 节。

1.5.3 模型的不确定性分析 本研究中将ICE 模型与SSD、RQ 联合使用以评估吡虫啉的生态风险，首先产生的不确定性主要来源于ICE 模型的使用，其次为SSD 模型拟合产生的不确定性。对于由ICE 预测模型带来的不确定性，可从两个方面加以考虑[9-10,15-16]：一方面，并非获得的预测数据都可以采用，往往需要经过一定的统计学参数，如均方误差、交叉验证率、置信区间、自由度、决定系数 (R2)、显著性水平 (p值) 等验证后再进行综合判断，筛选符合要求的数据；另一方面，输入模型中的替代物种的毒性数据也需要符合一定条件，如具体选择几个物种、选哪几个物种作为替代均十分关键。一般来说，在预测一个化学物质对多个物种的毒性数据时，不应局限于使用一种替代物种进行预测，而应包括不同的营养级，选择具有一定代表性的替代物种，且毒性数据应比较丰富，通常情况下选择标准测试物种的居多[16]。此外，若输入模型中的数据超出给定的浓度范围，则极可能得不到预测结果，或者预测结果存在很大的不确定性[15-16]。

对于SSD 曲线，其不确定性则来源于拟合分布函数的选择，根据模型拟合度和模型检验确定最佳拟合模型，则可减少SSD 曲线拟合的不确定性。在根据HC5计算预测无效应浓度 (predicted no effect concentrations，PNEC) 的过程中，评估因子 (assessment factor，AF) 显示了计算的不确定程度，通常AF 取值为1～5[19]。由于AF 的取值往往是根据不同区域的政策而不仅是经验，进而产生了不确定性，为了获得更准确、灵敏的评估效果，通常基于“最坏情况 (worst-case scenario)”原则确定适宜的AF[19-20]。综上，在联合使用ICE 与SSD、RQ 过程中，一方面要考虑ICE 模型构建、SSD曲线拟合所产生的不确定性，另一方面还要考虑AF 选择所产生的不确定性。因此，评估过程中需要按照一定的统计学方法准则，最大程度地减少模型应用中产生的不确定性。

1.6 风险评估方法

本研究中，选择急性毒性终点 (EC50或LC50)用于ICE 预测及生态风险评估。吡虫啉的急性毒性数据来自US EPA ECOTOX 数据库 (https://cfpub.epa.gov/ecotox/ search.cfm) 公开的数据资料。使用吡虫啉的编号 (CAS 105827-78-9) 获取毒性数据，包括其对溞类的48 h EC50/LC50值，以及对鱼类、藻类、甲壳类动物和软体动物的96 h EC50/LC50值(表2)，对于一个物种，若有多个毒性数据时则采用几何平均值[9,21]。如表2 所示，筛选共获得13 个毒性数据，其中有8 个是本地水生物种，9 个是水生毒理学标准测试物种，有4 个既是本地水生物种又是标准测试物种。

表2 来自美国EPA ECOTOX 数据库的吡虫啉急性毒性数据 (EC50 或LC50)Table 2 Acute toxicity (EC50 or LC50) of imidacloprid from US-EPA ECOTOX database

本研究基于US EPA 的Web-ICE (Version 3.2)平台 (https://www3.epa.gov/webice/iceDownloads.html)，利用9 种替代生物 (水栉水虱Asellus aquaticus、鲫Carassius auratus、模糊网纹溞Ceriodaphnia dubia、伸展摇蚊Chironomus tentans、美洲钩虾Hyalella azteca、蓝鳃太阳鱼Lepomis macrochirus、鲤Cyprinus carpio、大型溞Daphnia magna和虹鳟Oncorhynchus mykiss) 来预测海南省澄迈县稻菜轮作区地表水中吡虫啉对其他水生生物的急性毒性效应。表2 具体列出了本研究中吡虫啉风险评估的替代物种与本地水生生物毒性信息 (EC50/LC50)。

利用Web-ICE 平台，输入吡虫啉对9 种替代物种的EC50/LC50值，以预测其对海南省澄迈县本地物种的毒性数据 (EC50/LC50)，并筛查出符合要求的毒性数据。预测模型应满足：R2＞0.6，MSE＜0.95，交叉验证成功率≥40%，分类距离≤6，p＜0.05，且具有狭小的CIs 范围。因存在多个替代物种的毒性数据，因此在选择最佳替代物种时，需在保证模型统计参数满足筛查指标要求的条件下，选择更小分类距离的物种作为替代物种。表3 列出了基于Web-ICE 预测获得的吡虫啉对7 种本土水生物种的急性毒性终点值 (EC50/LC50)。

基于本地/标准测试水生生物 (表2) 和预测本地水生生物 (表3) 的毒性数据，采用R 语言构建SSD 曲线，结果如图2 所示。通过SSD 曲线获得吡虫啉对海南省澄迈县地表水中本地水生生物的潜在风险阈值 (HC5及其95% CI)。风险商 (RQ)通过公式 (2) 计算得到[3,21]；预测无效应浓度(PNEC) 通过公式 (3) 计算获得，评估因子 (AF) 取值范围为1～5，本研究基于″最坏情况”原则，AF 取值5[21]。当RQ≥1 时，表明暴露浓度对生生物具有不可接受的风险；当0.1＜RQ＜1 时，显示具有潜在的生态风险；当RQ＜0.1 时，显示其生态风险可忽略[3,22]。

图2 水体中吡虫啉的物种敏感度分布Fig.2 Species sensitive distributions (SSDs) of imidacloprid in water

表3 海南省澄迈县本土水生生物的预测急性毒性数据 (EC50 或LC50)Table 3 The predicted acute toxicity (EC50 and LC50) for local aquatic organisms in Chengmai County, Hainan

式中，MEC 代表目标物的环境检测浓度 (μg/L)；PNEC 为目标物的预测无效应浓度 (μg/L)；HC5为5%物种危害质量浓度 (μg/L)。

1.7 数据统计分析

利用ArcGIs 软件，采用Kriging 插值法表征海南澄迈地表水体中吡虫啉生态风险的空间分布。采用SSPS 19.0 软件进行单因素方差分析，比较不同区域、种植期吡虫啉的生态风险差异，其中P＜0.05 为差异显著，P＜0.01 为差异极显著。

2 结果与分析

2.1 US EPA ECOTOX 水生生物毒性数据

利用US EPA ECOTOX 水生生物毒性效应数据库，共筛选获得吡虫啉对2 门9 科11 属13 种水生生物的急性毒性数据。其中，本土水体常见生物共有8 种，包括脊索动物门鲤科鱼类2 种、两栖类1 种以及节肢动物门蚊科、盘肠溞科和溞科共5 种甲壳类和昆虫类生物，值得注意的是，模糊网纹溞、鲫、鲤和大型溞既为本土常见水生生物同时又是毒理学标准水生毒性测试物种；其余9 种为标准水生测试物种，包括脊索动物门鲤科、太阳鱼科和鲑科3 种水生生物，节肢动物门盘肠溞科、栉水虱科、溞科和摇蚊科6 种甲壳类及昆虫类生物，可作为Web-ICE 模型预测吡虫啉对本土水生生物毒性数据的替代生物。

从表2 中可看出，节肢动物门甲壳类中的溞科、摇蚊科及脊索动物门的太阳鱼属对吡虫啉的敏感性较高，其急性毒性EC50(或 LC50) 值为0.067 6、0.004 26、0.006 2 和0.09 mg/L。已有研究表明[5,23]，浮游甲壳类对吡虫啉等新烟碱类杀虫剂的敏感性较高，其中虾等底栖甲壳类对吡虫啉污染的响应灵敏性低于浮游甲壳类 (溞属和网纹溞属)，表明不同物种对吡虫啉的敏感性差异较大，这可能与生物的生活环境、体型等不同密切相关，如溞类体型较小且属浮游生活，而虾类体型较大并主要进行底栖生活，通常情况下，体型大的生物较体型小的生物对吡虫啉具有更高的耐受性。此外，已有研究表明，鱼类和两栖类水生生物对吡虫啉的敏感性远低于甲壳类水生生物[5,24]。考虑到上述生物均是水生生态系统的重要构成部分，因此在进行SSD 模型拟合时，应该涵盖甲壳类、两栖类和鱼类等生物。

2.2 Web-ICE 模型预测水体中水生生物毒性数据

利用9 种替代物种的毒性效应数据 (表2)，包括水栉水虱 (1.09 mg/L)、鲫 (24.8 mg/L)、模糊网纹溞 (0.067 6 mg/L)、伸展摇蚊 (0.004 3 mg/L)、美洲钩虾 (0.11 mg/L)、蓝鳃太阳鱼 (0.006 2 mg/L)、鲤 (2.94 mg/L)、大型溞 (31.09 mg/L) 和虹鳟(156.05 mg/L)，基于ICE 估计常见水生生物物种的EC50或LC50值，结合已报道本土常见水生生物物种进行筛选[25-26]，共获得3 门5 科7 种水生生物的预测毒性数据 (表3)。

为了提高SSD 模型拟合的准确性，综合Web-ICE 预测获得的7 个水生生物 (表3) 与EPA ECOTOX 数据库中8 个本土水生生物和9 个标准测试生物 (表2)，共计20 个水生生物的急性毒性效应数据构建了SSD 曲线。结果如图2 所示，本研究中水生生物的急性毒性阈值 (HC5) 为4.30 μg/L(95% 置信限为0.769～68.6 μg/L)，其中伸展摇蚊是对吡虫啉最敏感的物种，其LC50值为4.26 μg/L，低于HC5，是研究区域的高风险水生物种，而吡虫啉对食蚊鳉和黑斑侧褶蛙的LC50值达到183.75和129 mg/L，这2 种生物对吡虫啉呈现较高的耐受性。

Chen 等[27]和Liu 等[28]在构建SSD 模型过程中，较多地采用了非本土水生生物 (本土水生生物占比分别为21.9%和15.8%)，所获得的HC5值分别为0.362 和0.355 μg/L，其值比本研究基于本土水生生物构建SSD 曲线获得的HC5值 (4.30 μg/L)低一个数量级。本研究结果与He 等[29]完全采用本土水生生物构建SSD 模型所得HC5值 (6.0 μg/L)较接近，因此认为采用非本地水生生物 (主要来源于欧美水生生物) 毒性数据进行评估将获得较低HC5值，这会直接高估化合物的水体生态风险。

2.3 稻菜轮作区水体中吡虫啉的生态风险

根据研究区域水体中吡虫啉的残留浓度，结合本研究通过Web-ICE 模型获得的HC5值，计算得到吡虫啉的RQ 值。总体来说，84 个样品中，有41.7%的水体其RQ≥1，48.8%的水体表现为0.1≤RQ＜1；整个研究区域内，中、高风险点位占比超过85%，显示吡虫啉对海南省澄迈县地表水中水生生物呈现出显著的生态风险。从作物种植类型看 (图3a)，平均RQ 值从高到低依次为瓜菜类 (2.53)＞水稻 (0.71)＞休耕 (0.26)，表明瓜菜种植区周围水体中吡虫啉的生态风险比水稻种植区更高，休耕区的生态风险最小。

图3 海南省澄迈县稻菜轮作区地表水体中吡虫啉的生态风险Fig.3 Ecological risk of imidacloprid in surface water from rice-vegetable rotation areas in Chengmai County, Hainan

从采样时期看 (图3b)，研究区域水体中吡虫啉的平均RQ 值呈现为1 月 (2.78)＞4 月 (2.76)＞7 月 (0.63)，但RQ 中位数排序为4 月 (1.99)＞1 月(0.81)＞7 月 (0.44)，表明4 月份水稻种植初期 (雨季期) 吡虫啉的生态风险最高，同时1 月份 (旱季)也因大量瓜菜种植及人工灌溉等因素导致吡虫啉输入到周围水体而呈现较高的生态风险。

从空间分布看，在1 月份 (冬季瓜菜种植期，旱季)，有超过66.0% RQ＞1 的点位集中于中部区域 (S6～S22，图4a)，4 月份 (水稻种植期，雨季)更有超过92.3% RQ＞1 的点位集中于中部地区，而7 月份虽然有80.7%水样的RQ＜1，但仍然有19.3% RQ＞1 的水样位于中部地区，表明吡虫啉的高风险主要集中在澄迈中部区域。其原因可能是由于中部地区处于国道225 与海南第一大河流 (南渡江) 流域之间，区位优势明显，大量种植作物。在1 月份，澄迈中部区域有大面积辣椒等蔬菜种植，因浸种及病虫害防治等使用吡虫啉，随着人工灌溉吡虫啉进入周围水体，导致该区域较其他区域呈现更高的生态风险；在4 月份 (雨季，冬季瓜菜末期或水稻种植前期)，瓜菜采摘前及水稻种植前种子包衣处理均大量使用吡虫啉，加之雨季自然降雨增多，使得水体中吡虫啉的生态风险较1 月和7 月份更高。此外，还观察到4 月份澄迈西南区域吡虫啉的生态风险较其他区域更高 (图4b)，其原因在于该西南地区以山地和丘陵为主，水体不易排出而滞留、累积于采样点处，而中部和东北部地势平坦、河流较多，因水体快速迁移和稀释作用而使得残留水平降低，因此吡虫啉的风险呈现西南＞中部＞东北 (图4b)；而在7 月份 (水稻种植季，图4c)，因水稻病虫害发生频率较蔬菜低，吡虫啉使用量较1 月和4 月份少，因此其生态风险最低。与此同时，因灌溉需求，靠近中部和东北部地区大量种植水稻，而西南等区域因缺水灌溉不足，水稻种植较少，因此该时期吡虫啉的生态风险呈现为东北和中部地区高于西南地区。

图4 海南省澄迈县稻菜轮作区地表水体中吡虫啉生态风险的空间分布Fig.4 Spatial distribution of the ecological risk of imidacloprid in surface water from rice-vegetable rotation areas in Chengmai County, Hainan

3 讨论

US EPA ECOTOX 数据库通常用于收录农药对常见水生生物的毒性数据，但多针对欧美地区的水生生物。本研究从ECOTOX 数据库中收集了吡虫啉对不同水生生物的急性毒性数据，筛选保留了其中水蚤的48 h 毒性数据以及鱼类、甲壳类和软体动物的96 h 毒性数据。这些物种包括了我国部分本土水生物种及可用于Web-ICE 模型预测的标准测试替代物种。众多研究表明，不同水生物种种类对农药毒性的响应不同[5,24]，因此尽可能使用来自本土水生物种的毒性数据可较好地评估污染物的生态风险。

基于Web-ICE 获得本土水生物种的估测毒性数据，并以此生成SSD 曲线，能够较好、较真实地反映本地水生生物的暴露特征[9]。根据US EPA的标准，基于ICE 模型进行评估至少需要3 种不同属的替代物种[9,11]，而在本研究中共使用了6 种替代物种 (来自4 个不同属) 生成的急性毒性数据，因而提高了预测结果的准确性，进一步采用这些准确性更高的数据生成SSD 曲线，因此本研究评估所得吡虫啉对本地水生生物的生态风险结果可靠程度较高。

HC5值经常被用于水体环境的生态风险评估。本研究中吡虫啉的HC5值为4.30 μg/L，研究区域水体环境中吡虫啉的残留浓度介于0.04～12.7 μg/L 之间，显示部分水体中吡虫啉的残留浓度高于HC5值，表明这部分水体中残留的吡虫啉对一些敏感水生物种具有潜在生态风险。HC5结合RQ 值可用于常见污染物的生态风险评估，如Liu 等[28]应用HC5结合RQ 值的方法评估了松花江流域地表水中7 种新烟碱类杀虫剂的水生生态风险，观察到其支流几乎所有点位新烟碱类杀虫剂均呈现出显著的急性水生生态风险，表明该评估方法可较好地用于吡虫啉等农药的水生生态风险评估。当前，我国常见水体中吡虫啉的残留浓度中位数为0.000 26～0.79 μg/L[1,3,28,30-33]，最大质量浓度达8.63 μg/L (南渡江及万泉河流域) 和12.7 μg/L (本研究)。本研究团队前期曾利用本研究中的复合评估方法，评估了我国不同地区常见水体地表水 (长江、太湖、黄河、松花江、黑龙江、东江、京杭大运河、珠江北江和黄埔江)[1,28,30-33]中吡虫啉的水生生态风险，结果显示，这些水体中的吡虫啉均呈低生态风险态势 (最大残留浓度下RQ＜0.1)，而两个稻菜轮作区 (南渡江和万泉河) 周围水体中吡虫啉的最大RQ 值超过8，显示热带作物系统周围地表水体中吡虫啉的生态风险不可忽视。

已有研究显示，吡虫啉部分代谢物如5-羟基吡虫啉和烯式吡虫啉的存在，会导致母体吡虫啉的毒性呈现迟滞和随时间累积效应[34-36]，此外，这些代谢物对如无脊椎动物和两栖类等呈现出与母体相当甚至更高的毒性效应[36-38]。当前，本研究区域水体中吡虫啉呈现较高的残留水平，其经生物化学等过程后所产生的代谢物可能普遍存留于水体中，忽略其代谢物的毒性可能会低估吡虫啉的环境生态风险，因此考虑吡虫啉代谢物具有显著的现实意义。然而，目前包括US EPA ECOTOX数据库在内，关于吡虫啉重要代谢物的水生生物毒性数据均极为匮乏，尚无法满足运用Web-ICE 模型进行评估所需的基本数据。相信随着吡虫啉代谢物毒性数据的逐步完善，今后将吡虫啉及其代谢物共同纳入到Web-ICE 模型中评估吡虫啉的生态风险将成为可能。

4 结论

本研究首次将基于Web-ICE 模型估算与SSD 生成的HC5值与RQ 值相结合，评估了海南省澄迈县稻菜轮作区周围水体环境中吡虫啉的生态风险。结果揭示：澄迈稻菜轮作区地表水中吡虫啉的HC5值为4.30 μg/L；对比我国12 个不同区域地表水，热带作物系统周围水体中吡虫啉呈现较高的生态风险；对比文献中已报道的HC5值，发现在风险评估中缺乏本土水生生物毒性数据将低估HC5值，因此单纯依赖US EPA ECOTOX数据库的毒性数据，忽略本土水生物种可能会高估吡虫啉的水生生态风险，这也显示了本研究中基于Web-ICE 估算获得本地水生物种毒性效应数据，从而构建SSD 模型，用于评估吡虫啉水生生态风险的方法优势显著。此外，本研究还证实了海南省澄迈县稻菜轮作区周围水体中吡虫啉的生态风险呈现显著的时空分布特征，其中4 月份是吡虫啉的高风险时期，而该地区中部区域是吡虫啉的高风险区域，同时还提醒研究者应该多关注种植瓜菜区域地表水中吡虫啉的生态风险。