陳麗紅，張瑜，丁婷婷，孟甜，肖欣欣，曹瑩

中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境檢測(cè)與實(shí)驗(yàn)中心，北京 100012

抗生素是指由細(xì)菌、真菌或其他微生物在生活過(guò)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(xì)胞發(fā)育功能的一類次級(jí)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(guò)程中，服用的抗生素隨著尿液和糞便排出，進(jìn)入污水處理系統(tǒng)進(jìn)行處理，但由于抗生素難以通過(guò)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(guò)徑流以及滲析進(jìn)入人類生活的水環(huán)境，成為水環(huán)境污染的重要來(lái)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(fēng)險(xiǎn)和健康風(fēng)險(xiǎn)（Du et al.，2012；徐永剛，2015；Zhao et al.，2015；Li et al.，2014）。中國(guó)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(bào)道，以紅霉素為代表的大環(huán)內(nèi)酯類抗生素，在中國(guó)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(guó)目前尚缺乏紅霉素的淡水水生生物基準(zhǔn)值，因而研究適合中國(guó)流域水環(huán)境的紅霉素水生生物基準(zhǔn)，對(duì)于保護(hù)中國(guó)淡水水生生物以及水質(zhì)基準(zhǔn)的研究具有重要意義。

水質(zhì)基準(zhǔn)一般是指水環(huán)境中對(duì)特定對(duì)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(biāo)準(zhǔn)制/修訂的科學(xué)依據(jù)，國(guó)際上很早就開展了對(duì)水質(zhì)基準(zhǔn)的研究，美國(guó)、荷蘭、澳大利亞等國(guó)家和地區(qū)都對(duì)水生生物基準(zhǔn)進(jìn)行了廣泛的研究，建立了比較完善的理論方法學(xué)（Zheng et al.，2017；Wu et al.，2015；吳豐昌等，2012；張瑞卿等，2010；）。中國(guó)對(duì)水質(zhì)基準(zhǔn)的研究相對(duì)比較落后，針對(duì)中國(guó)流域狀況進(jìn)行水質(zhì)基準(zhǔn)研究，并以此為依據(jù)制/修訂中國(guó)相關(guān)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)已成為迫切需求。

因此，本研究篩選出中國(guó)淡水水生生態(tài)系統(tǒng)中不同營(yíng)養(yǎng)級(jí)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(zhǎng)期暴露下對(duì)中國(guó)淡水水生生物的急性基準(zhǔn)值（CMC）和慢性基準(zhǔn)值（CCC）的影響，探討了該值與國(guó)內(nèi)外閾值的差異性。應(yīng)用提出的水生生物基準(zhǔn)值對(duì)中國(guó)部分水體紅霉素暴露生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行了初步評(píng)估，研究結(jié)果旨在為紅霉素水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)制定提供建議，為中國(guó)紅霉素污染監(jiān)測(cè)和水生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)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(guó)水生生物基準(zhǔn)毒性數(shù)據(jù)篩選原則（US EPA，1984），搜集篩選紅霉素對(duì)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(wú)可見(jiàn)效應(yīng)濃度）、LOEC（最低可見(jiàn)效應(yīng)濃度）等，數(shù)據(jù)主要來(lái)源于美國(guó)國(guó)家環(huán)保局（USEPA）的ECOTOX毒性數(shù)據(jù)（http://cfpub.epa.gov/ecotox）、中國(guó)知網(wǎng)（http://www.cnki.com）以及部分文獻(xiàn)。棄用一些不適合用于基準(zhǔn)推算的生物毒性數(shù)據(jù)，如在試驗(yàn)設(shè)計(jì)中，未設(shè)立試驗(yàn)對(duì)照組、對(duì)照組的試驗(yàn)生物表現(xiàn)不正常、暴露時(shí)間不適宜、稀釋用水為蒸餾水或去離子水、試驗(yàn)用化合物的理化狀態(tài)不符合技術(shù)指南要求、試驗(yàn)生物曾經(jīng)暴露于污染物中以及非中國(guó)本土物種數(shù)據(jù)等。共獲得3門8科的10個(gè)急性毒性數(shù)據(jù)和2門4科的4個(gè)慢性毒性數(shù)據(jù)。

1.2 水質(zhì)基準(zhǔn)值的推導(dǎo)方法

1.2.1 物種敏感度排序法（SSR）

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

終慢性值（FCV）的計(jì)算有兩種方式：一是通過(guò)與求得終急性值（FAV）類似的方法獲得；二是通過(guò)終急性值（FAV）除以終急性-慢性比率（FACR），要求至少具有3個(gè)物種（魚類、無(wú)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(jì)算是同一試驗(yàn)條件下的數(shù)據(jù)。

終植物值（FPV）是用藻類所做的實(shí)驗(yàn)或者是用水生維管束植物所做的慢性實(shí)驗(yàn)得出的結(jié)果中的最小值。終殘留值（FRV）按照公式（8）計(jì)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(jì)算，慢性基準(zhǔn)（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(jì)的方法，該方法的理論基礎(chǔ)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(xué)上反映為不同的物種對(duì)污染物有不同的劑量-效應(yīng)關(guān)系，即不同的生物對(duì)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(duì)某種污染物的敏感性分布通過(guò)一定的函數(shù)進(jìn)行擬合，通過(guò)計(jì)算就可求得能保護(hù)一定百分比的生物的污染物濃度，據(jù)此可推算出基準(zhǔn)閾值。目前一般以保護(hù)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(guò)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(zhǔn)數(shù)值。

該研究采用基于log-normal SSD法和log-logistic SSD法對(duì)紅霉素急性毒性數(shù)據(jù)（表1）進(jìn)行擬合，推導(dǎo)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(yīng)用于中國(guó)環(huán)境基準(zhǔn)的推導(dǎo)和環(huán)境暴露的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)（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(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

采用風(fēng)險(xiǎn)商值（RQ）法（European Commission，2003）對(duì)中國(guó)部分水體環(huán)境中紅霉素的暴露風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)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(zhǔn)值，得到RQ。若RQ＞1，則有風(fēng)險(xiǎn)；若RQ＜1，則無(wú)風(fēng)險(xiǎn)。

2 結(jié)果與討論

2.1 物種敏感度排序法（SSR）推導(dǎo)的基準(zhǔn)值

2.1.1 紅霉素急性基準(zhǔn)值（CMC）

紅霉素的水生生物急性毒性值篩選結(jié)果見(jiàn)表1。按照物種敏感度對(duì)紅霉素急性毒性數(shù)據(jù)排序，計(jì)算各屬權(quán)數(shù)P，選擇最敏感的4屬：南美白對(duì)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(jì)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(zhǔn)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(méi)有達(dá)到3門8科的最低要求，不能采用計(jì)算FAV的方法來(lái)推導(dǎo)FCV值，故采用FAV除以終急性-慢性毒性比（FACR）來(lái)求得。基于可獲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(duì)蝦（Penaeus vannamei）（Williams et al.，1992）4個(gè)物種計(jì)算FACR，詳見(jiàn)表2?？梢缘玫郊t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(duì)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(jì)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(dǎo)的基準(zhǔn)值

利用RIVM推薦的EXT 2.0風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(jìn)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(duì)表1中數(shù)據(jù)進(jìn)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(jìn)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(dǎo)基準(zhǔn)值比對(duì)

利用3種方法分別推導(dǎo)紅霉素的水質(zhì)基準(zhǔn)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，3種方法推導(dǎo)的水質(zhì)基準(zhǔn)值存在差異（表3）。SSD法求得的紅霉素基準(zhǔn)值高于SSR法，主要因?yàn)镾SR法雖然計(jì)算了各物種和屬的毒性數(shù)據(jù)，但最終用于計(jì)算基準(zhǔn)值的只是累積概率接近0.05的4個(gè)屬的毒性數(shù)據(jù)，這使得該方法推導(dǎo)的最終基準(zhǔn)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(duì)基準(zhǔn)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(zhǔn)值可能也不同，所以不同區(qū)域基準(zhǔn)可能有特定的模型推導(dǎo)方法（Wu et al.，2001）。所以SSD法與SSR法推算的紅霉素基準(zhǔn)值有一定差異，甚至不是一個(gè)數(shù)量級(jí)。

表3 本文推算的紅霉素基準(zhǔn)值與文獻(xiàn)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(wú)脊椎動(dòng)物（溞類、豐年蟲、南美白對(duì)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(shí)驗(yàn)測(cè)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(zhǔn)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(zhǔn)值可以保護(hù)更大范圍的水生生物。朱小奕（2017）通過(guò)改進(jìn)的水生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估ACR-SSD聯(lián)用模型，分析紅霉素對(duì)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(duì)物種的慢性HC5值為2.08 μg·L-1，水生初級(jí)生產(chǎn)者對(duì)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(duì)初級(jí)生產(chǎn)者的PAF值為19.2%。敏感的物種分別為魚腥藻、項(xiàng)圓藻、惠氏微囊藻和銅綠微囊藻，全部為藻類。相對(duì)而言，采用SSR方法推導(dǎo)出的紅霉素基準(zhǔn)值較為嚴(yán)格。因此本研究認(rèn)為該方法得出的基準(zhǔn)值作為保護(hù)中國(guó)淡水水生生物的基準(zhǔn)值比較恰當(dāng)，其CMC和CCC分別為0.47、0.10 μg·L-1。

預(yù)測(cè)無(wú)效應(yīng)濃度（PNEC）是一個(gè)保護(hù)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(dǎo)紅霉素在水質(zhì)中的急性和慢性（PNECs慢性=PNECs急性/ACR，假設(shè)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(xué)物質(zhì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)技術(shù)指導(dǎo)文件（TGD）中的評(píng)估因子法，由于比較依賴敏感水生生物的毒性值和1個(gè)確定的評(píng)估因子，其得到的結(jié)果具有一定的不確定性。

2.4 中國(guó)部分水體紅霉素生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

經(jīng)查閱中國(guó)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(dǎo)出的紅霉素慢性基準(zhǔn)值（CCC）與中國(guó)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(gè)區(qū)域中有3個(gè)區(qū)域的大環(huán)內(nèi)酯類平均暴露濃度超過(guò)慢性基準(zhǔn)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(dá)7.98×103ng·L-1，珠江水體為424、153 ng·L-1（李威等，2020）。對(duì)照本研究提出的0.10 μg·L-1的慢性基準(zhǔn)值，這些水體呈現(xiàn)出一定的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，值得關(guān)注。

表4 中國(guó)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(zhǔn)技術(shù)，推導(dǎo)保護(hù)中國(guó)水生生物的紅霉素急性和慢性基準(zhǔn)值分別為0.47、0.10 μg·L-1。

（2）應(yīng)用獲得的紅霉素慢性基準(zhǔn)值對(duì)中國(guó)部分水體進(jìn)行紅霉素暴露生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，結(jié)果表明風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域主要集中在遼河、海河和珠江，部分區(qū)域點(diǎn)位存在一定的紅霉素暴露生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。