金小偉，王子健, 王業(yè)耀， 劉娜

1. 中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站，北京 100012 2. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京 100085 3. 中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京), 北京 100083

淡水水生態(tài)基準(zhǔn)方法學(xué)研究：繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)探討

金小偉1，王子健2,*, 王業(yè)耀1， 劉娜3

1. 中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站，北京 100012 2. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京 100085 3. 中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京), 北京 100083

繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物由于特殊的毒理作用模式(mode of action, MOA)，通過(guò)影響生物繁衍影響到種群和群落，因此依靠基于急、慢性毒性測(cè)試終點(diǎn)和傳統(tǒng)基準(zhǔn)推導(dǎo)方法推導(dǎo)的水生態(tài)基準(zhǔn)值并不能夠?yàn)樗锶郝浣Y(jié)構(gòu)提供足夠的保護(hù)。本文根據(jù)文獻(xiàn)資料，分析了推導(dǎo)此類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)的關(guān)鍵科學(xué)問(wèn)題，包括繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物MOA，毒性數(shù)據(jù)類(lèi)型，受試物種選擇，以及不同生命階段、多代毒性測(cè)試和測(cè)試終點(diǎn)的判別和選擇。并用所收集的壬基酚數(shù)據(jù)，嘗試推導(dǎo)了基于水生生物生殖毒性的水生態(tài)基準(zhǔn)值。研究得出基于生殖毒性的壬基酚預(yù)測(cè)無(wú)觀察效應(yīng)濃度(PNEC)值為0.12 μg·L-1，其數(shù)值比美國(guó)環(huán)境保護(hù)局根據(jù)傳統(tǒng)基準(zhǔn)方法推導(dǎo)的基準(zhǔn)持續(xù)濃度(CCC)的6.59 μg·L-1低了近50倍。因此，基于其繁殖毒性(包括產(chǎn)卵量、受精率、孵化率、多代效應(yīng)以及種群變化等)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果更適合用于具有繁殖/生殖毒性污染物水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)。

壬基酚；內(nèi)分泌干擾物；淡水生物；繁殖/生殖毒性；水質(zhì)基準(zhǔn)

具有繁殖/生殖毒性的環(huán)境污染物主要是環(huán)境內(nèi)分泌干擾物，對(duì)水生生物(尤其是魚(yú)類(lèi))的生殖系統(tǒng)，包括其排卵、生精，從生殖細(xì)胞分化到整個(gè)細(xì)胞發(fā)育、胚胎發(fā)育導(dǎo)致不同程度的損害，引起生殖系統(tǒng)功能和結(jié)構(gòu)的變化；并因此影響生殖/繁殖能力、雄性化或雌性化，進(jìn)而累及子代繁衍，影響到整個(gè)水生生物群落結(jié)構(gòu)，破壞水生態(tài)系統(tǒng)的完整性。越來(lái)越多的證據(jù)表明，許多具有內(nèi)分泌干擾效應(yīng)的外源性化學(xué)物質(zhì)，如工業(yè)、農(nóng)業(yè)排放和生活污染源中的內(nèi)分泌干擾物，通過(guò)不同途徑進(jìn)入水生生態(tài)環(huán)境中。例如，人工合成的乙烯雌酚(diethylstilbestrol, DES)開(kāi)始進(jìn)入臨床，并在20世紀(jì)60—70年代被頻繁使用以防止流產(chǎn)，然而幾十年后發(fā)現(xiàn)服藥的女性易患乳腺癌，其子女也易患生殖系統(tǒng)癌癥[1]。20世紀(jì)40年代，人們發(fā)現(xiàn)白三葉植株中含有香豆素衍生物等植物雌激素，食用這種植物的綿羊不孕率及生殖系統(tǒng)疾病發(fā)病率上升[2]。20世紀(jì)70—80年代，隨著工農(nóng)業(yè)快速發(fā)展，人類(lèi)向環(huán)境中排放了大量農(nóng)藥、工業(yè)廢水等，進(jìn)而引發(fā)了大量生物生殖發(fā)育異?，F(xiàn)象，美國(guó)佛羅里達(dá)州Apopka湖5年間90%的短吻鱷(Alligator spp)消失，剩余雄鱷陰莖長(zhǎng)度只為正常的75%，體內(nèi)睪丸酮含量顯著下降，雌鱷的子宮及卵泡異常，在其蛋黃里檢測(cè)出二氯二苯三氯乙烷(DDT)和二氯苯基二氯乙烯(DDE)[3]。近年來(lái)，有關(guān)通過(guò)生活污水排放進(jìn)入天然水體的藥物和個(gè)人護(hù)理用品(pharmaceuticals and personal care products, PPCPs)類(lèi)物質(zhì)的文獻(xiàn)報(bào)道越來(lái)越多，導(dǎo)致如英國(guó)城市污水處理廠下游河流中捕獲到具有雌雄兩性特征斜齒鳊魚(yú)(R. rutilus)，日本東京附近多摩川中貝類(lèi)具有兩性特征，鯉魚(yú)生殖器畸形[4]。這些PPCPs類(lèi)物質(zhì)中，類(lèi)雌激素已被證實(shí)可引起水體中雄性魚(yú)的卵黃蛋白原增加，并出現(xiàn)明顯的雌性化[5-7]。研究表明，即使出水中含有1 ng·L-1低劑量的人工合成雌激素17a-乙炔基雌二醇(EE2)，也會(huì)干擾正常的內(nèi)分泌，并導(dǎo)致魚(yú)類(lèi)的雌性化[8]。同時(shí)，Gooding等[9]研究了多環(huán)麝香對(duì)淡水中幼期河蚌的毒性試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)佳樂(lè)麝香(HHCB)和吐納麝香(AHTN)對(duì)河蚌的繁殖和生長(zhǎng)有一定程度的抑制。另有研究表明，HHCB可以通過(guò)江豚胎盤(pán)轉(zhuǎn)移至胎兒體內(nèi)[10]。孫立偉等[11]研究發(fā)現(xiàn)來(lái)曲唑在低劑量下就能夠?qū)η圜汈~(yú)(Oryzias latipes)的生殖和早期發(fā)育產(chǎn)生明顯的影響。查金苗等[12]發(fā)現(xiàn)在連續(xù)三代暴露于0.2 ng·L-1乙炔基雌二醇后，稀有鮈鯽(Gobiocypris rarus)雄性個(gè)體完全消失。這些初步的研究結(jié)果揭示出這些具有內(nèi)分泌干擾效應(yīng)、生殖/繁殖毒性效應(yīng)[13]物質(zhì)的毒理學(xué)作用機(jī)制不同于基線毒物，對(duì)其環(huán)境管理也成為一項(xiàng)十分復(fù)雜的任務(wù)。

水生態(tài)基準(zhǔn)作為建立水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的科學(xué)基礎(chǔ)和水環(huán)境管理的重要依據(jù)，成為國(guó)內(nèi)目前研究的熱點(diǎn)[14-17]。然而針對(duì)繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物(chemicals causing reproductive toxicity, CCR)，由于其特殊的毒理作用模式，目前尚沒(méi)有完善的水生態(tài)基準(zhǔn)推導(dǎo)方法。Caldwell等[18]從39篇已發(fā)表的文獻(xiàn)中整理了29個(gè)水生物種基于生殖效應(yīng)的慢性毒性數(shù)據(jù)，并利用物種敏感度分布曲線法推導(dǎo)了17α-乙炔雌二醇(EE2)的預(yù)測(cè)無(wú)觀察效應(yīng)濃度(predicted no effect concentration, PNEC)值為0.35 ng·L-1。而當(dāng)毒性數(shù)據(jù)不足時(shí)，按照傳統(tǒng)的生存或生長(zhǎng)抑制為測(cè)試指標(biāo)推導(dǎo)的EE2的PNEC值0.13 mg·L-1，比基于生殖效應(yīng)推導(dǎo)的結(jié)果高出幾十萬(wàn)倍。美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)于2005年制定了關(guān)于壬基酚(nonyl phenol, NP)水生態(tài)基準(zhǔn)的綱領(lǐng)文件中規(guī)定，由于慢性毒性數(shù)據(jù)的缺乏，利用急慢性毒性比的方法計(jì)算獲得基準(zhǔn)持續(xù)濃度(criteria continuous concentration, CCC)，規(guī)定長(zhǎng)期持續(xù)暴露可接受的壬基酚CCC為6.59 μg·L-1[19]。部分學(xué)者的研究顯示當(dāng)NP的濃度為1 μg·L-1甚至更低0.1 μg·L-1時(shí)會(huì)對(duì)水生生物的生殖系統(tǒng)產(chǎn)生不同程度的影響[20]。同時(shí)一些學(xué)者認(rèn)為傳統(tǒng)的US EPA水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)方法已經(jīng)過(guò)于陳舊，使用急慢性比的方法預(yù)測(cè)慢性毒性結(jié)果一直存在爭(zhēng)議，因?yàn)樵谝欢ǔ潭壬?，利用平均急慢性比不能夠?zhǔn)確地從急性毒性結(jié)果外推到慢性毒性結(jié)果[21-22]。隨著科學(xué)研究的不斷發(fā)展，內(nèi)分泌干擾物質(zhì)以及其他激素類(lèi)物質(zhì)的在水體中被檢測(cè)出來(lái)，不斷的有新的化合物被發(fā)現(xiàn)有生殖毒性效應(yīng)，研究發(fā)現(xiàn)僅僅依靠傳統(tǒng)基準(zhǔn)推導(dǎo)方法和毒性測(cè)試終點(diǎn)推導(dǎo)的水生態(tài)基準(zhǔn)值并不能夠?yàn)樗锾峁┳銐虻谋Ｗo(hù)。

在脊椎動(dòng)物體內(nèi)，生殖受下丘腦-垂體-性腺軸(hypothalamic-pituitary-gonadal axis)的調(diào)控[23]。除了核心的雌激素和雄激素，該系統(tǒng)還包含更多的組織及生化機(jī)制來(lái)支配脊椎動(dòng)物的性發(fā)育，成熟和繁殖。繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物的干擾不限于直接結(jié)合到雌激素或雄激素受體，同時(shí)也包括在整體生化路徑的相互作用。和其他麻醉毒性類(lèi)化合物以及親電物質(zhì)不同，HPG活性化合物往往具有與生化途徑中的特定分子靶特異性的相互作用。繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物的靶特異性往往也決定了這類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)，這類(lèi)化合物往往具有較小的急性毒性，卻即使在較低劑量的暴露下有明顯的慢性或亞致死效應(yīng)[24-25]。這直接影響到水生態(tài)基準(zhǔn)推導(dǎo)過(guò)程中急慢性比(acute to chronic ratios, ACRs)方法的使用。傳統(tǒng)化合物的ACRs約為10[13, 26]，與此相反，EE2和17β-trenbolone(孕三烯酮)針對(duì)魚(yú)類(lèi)實(shí)驗(yàn)獲得的ACRs范圍從1 000至大于300 000[27]。繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物的靶特異性同時(shí)有可能影響不同生物類(lèi)群對(duì)特定作用模式(mode of action, MOA)的敏感性差異。一些生物作用途徑(如能量代謝)通常存在于所有的生物體，而有的可能是特定于某些親緣群體?；贖PG軸的控制生殖功能往往適用于脊椎動(dòng)物，而對(duì)于低分類(lèi)群，如無(wú)脊椎動(dòng)物則具有不同的內(nèi)分泌系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能。Segner等[28]研究證明對(duì)于EE2，魚(yú)類(lèi)比無(wú)脊椎動(dòng)物更為敏感。因此在EE2水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)過(guò)程中，魚(yú)類(lèi)慢性毒性數(shù)據(jù)所起的作用至關(guān)重要。此外，特定的作用模式也會(huì)影響毒性試驗(yàn)結(jié)果的表達(dá)，即使是潛在的敏感物種。HPG活性化合物對(duì)生物全生命周期的實(shí)驗(yàn)過(guò)程中一般有2個(gè)敏感的階段：幼體發(fā)育性分化階段和成熟個(gè)體繁殖階段[29]。因此，繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物毒性試驗(yàn)過(guò)程中選擇敏感的測(cè)試階段尤為重要。

本文針對(duì)繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物特殊的作用模式，通過(guò)探討繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)推導(dǎo)過(guò)程中需要注意的關(guān)鍵科學(xué)問(wèn)題，如：毒性數(shù)據(jù)類(lèi)型，受試物種選擇，以及不同生命階段、多代毒性測(cè)試和測(cè)試終點(diǎn)的判別和選擇等。并以壬基酚為例，基于生殖毒性結(jié)果推導(dǎo)壬基酚預(yù)測(cè)無(wú)觀察效應(yīng)濃度值，以期為繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物水質(zhì)基準(zhǔn)的制定和風(fēng)險(xiǎn)管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)推導(dǎo)關(guān)鍵科學(xué)問(wèn)題

1.1 毒性數(shù)據(jù)類(lèi)型的判別

在推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)，急性毒性數(shù)據(jù)一般有2個(gè)用途：(1)用于直接推導(dǎo)短期暴露基準(zhǔn)(或基準(zhǔn)最大濃度，criteria maximum concentration, CMC)；(2)當(dāng)慢性毒性數(shù)據(jù)不足時(shí)，用最終急慢性比(final acute to chronic ratio, FACR)的方法推導(dǎo)長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)(或基準(zhǔn)持續(xù)濃度，criteria continuous concentration, CCC)。然而從理論上講，對(duì)于一些特殊污染物，如果短期暴露基準(zhǔn)超過(guò)長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)的96倍，則一般認(rèn)為使用長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)更適合于此類(lèi)化合物的限值。因?yàn)檫@標(biāo)準(zhǔn)的實(shí)施過(guò)程中，CMC和CCC分別被定義為1 h和4 d的平均時(shí)間內(nèi)污染物濃度不可超過(guò)的標(biāo)準(zhǔn)限值[30]。如果它們之間的差距超過(guò)96倍，當(dāng)污染物濃度不超過(guò)CCC的條件下理論上也不會(huì)超過(guò)CMC[31]。因此對(duì)于這一類(lèi)急性毒性和慢性毒性結(jié)果存在極端差異的特殊污染物，在推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)只推導(dǎo)一個(gè)長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)似乎更為合理。

由于急性毒性和慢性毒性的致毒機(jī)制不同，使得繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物具有獨(dú)特作用模式以及較大的ACR。另外，不同生物類(lèi)群生物對(duì)繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物急慢性毒性的敏感性也存在差異[28]，從而增加了FACR方法的不確定性。因此，從水生態(tài)基準(zhǔn)方法學(xué)的角度看，一旦ACR高于10[31]，尤其是針對(duì)繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物似乎不宜使用最終急性值(FAV)除以FACR來(lái)推導(dǎo)CCC。我們推薦使用更直接的慢性毒性數(shù)據(jù)(如繁殖毒性以及多代效應(yīng))的結(jié)果來(lái)推導(dǎo)最終的長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)。

1.2 受試物種的判別

為了提高水質(zhì)基準(zhǔn)的準(zhǔn)確性，用于推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的數(shù)據(jù)必須滿(mǎn)足一定的生物類(lèi)群數(shù)量的要求，從而能夠?yàn)椴煌?lèi)群水生生物都提供足夠的保護(hù)[15]。如1.1所述，繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物由于特殊的MOA以及較大的ACRs，因此不適合用FACR來(lái)推導(dǎo)長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)，而只能利用純粹的慢性毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果。當(dāng)慢性毒性數(shù)據(jù)量不能滿(mǎn)足推導(dǎo)長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)最少的數(shù)據(jù)量(如US EPA規(guī)定的三門(mén)八科)需求時(shí)，則需要判別哪些受試生物(或測(cè)試終點(diǎn))比較敏感，而對(duì)于不敏感的生物則沒(méi)有必要測(cè)定慢性毒性值。

對(duì)于未知作用模式的污染物，判斷對(duì)哪一類(lèi)生物類(lèi)群的敏感性較高需要大量的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)來(lái)證明和判斷。而對(duì)于具有特殊作用模式的繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物，我們也可以根據(jù)這種方法來(lái)判斷不同生物對(duì)污染物的敏感性[32-33]。US EPA推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的方法規(guī)定利用4個(gè)最敏感物種的數(shù)據(jù)來(lái)推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)[30]，由于一些不敏感種屬的毒性數(shù)據(jù)對(duì)最終的基準(zhǔn)結(jié)果影響較小，因此只需要足夠的敏感物種的毒性數(shù)據(jù)。以EE2為例，研究證明對(duì)于EE2，魚(yú)類(lèi)相比無(wú)脊椎動(dòng)物更為敏感[28]。因此在考慮EE2水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)過(guò)程中，魚(yú)類(lèi)慢性毒性數(shù)據(jù)對(duì)最終的基準(zhǔn)值所起的作用至關(guān)重要。由于無(wú)脊椎動(dòng)物的毒性數(shù)據(jù)對(duì)最終基準(zhǔn)結(jié)果影響較小，因而可以減少不必要的實(shí)驗(yàn)浪費(fèi)。同時(shí)，當(dāng)某一污染物的毒性數(shù)據(jù)不足時(shí)，可以用相似作用模式污染物的毒性數(shù)據(jù)輔助判斷生物類(lèi)群的敏感性差異，比如EE2和E2同作為雌激素類(lèi)物質(zhì)對(duì)水生生物有著相同的MOA，如果EE2的慢性毒性數(shù)據(jù)較少時(shí)，對(duì)于E2敏感的生物類(lèi)群可以被認(rèn)定為對(duì)EE2也有著相似的結(jié)論。

此外，從生物多樣性和地理分布差異的角度出發(fā)，不同地區(qū)的物種敏感度分布也存在差異。因此，許多國(guó)家在推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)規(guī)定使用本土物種的毒性測(cè)試數(shù)據(jù)[30, 34-36]。如US EPA特別規(guī)定在制定水生生物基準(zhǔn)時(shí)不能使用北美地區(qū)以外的物種，以免影響到美國(guó)基準(zhǔn)的正確性。然而，由于繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物針對(duì)本土魚(yú)類(lèi)的慢性數(shù)據(jù)較少，尤其是一些生命周期較長(zhǎng)的魚(yú)類(lèi)。因此對(duì)于一些非本土的國(guó)際通用模式魚(yú)類(lèi)的慢性毒性數(shù)據(jù)也可以用來(lái)推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)。比如斑馬魚(yú)和青鳉魚(yú)，這2種魚(yú)類(lèi)已經(jīng)被OECD認(rèn)定為評(píng)價(jià)內(nèi)分泌干擾類(lèi)化合物的標(biāo)準(zhǔn)受試物種[29]。同時(shí)它們也具有非常豐富的毒性數(shù)據(jù)庫(kù)。因此，為了保持國(guó)際統(tǒng)一性以及協(xié)調(diào)一致，這類(lèi)被國(guó)際認(rèn)可的模式物種在推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)應(yīng)該賦予和本土物種相同的權(quán)重。

1.3 慢性毒性測(cè)試階段和終點(diǎn)的判別

通常用于推導(dǎo)長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)的慢性毒性測(cè)試包括脊椎動(dòng)物和無(wú)脊椎動(dòng)物的全生命周期實(shí)驗(yàn)(從F0到F1代)，以及魚(yú)類(lèi)的部分生命周期實(shí)驗(yàn)(從成魚(yú)到下一代幼魚(yú))和生命早期階段實(shí)驗(yàn)(從胚胎到幼魚(yú))。Mckim等[37]研究證實(shí)生命早期階段的實(shí)驗(yàn)結(jié)果可以被用來(lái)作為慢性毒性的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，同時(shí)有研究表明可以用生命早期階段實(shí)驗(yàn)結(jié)果推算全生命周期的實(shí)驗(yàn)結(jié)果(通常除以系數(shù)2)。然而對(duì)于一些特殊的化合物，比如具有繁殖/生殖毒性的EE2，可能更多地會(huì)影響生命早期階段之后性成熟階段的生殖或者更早的生命階段(如胚胎性分化和性發(fā)育)。這表明對(duì)于這一類(lèi)特殊的化合物不能用生命早期階段的試驗(yàn)來(lái)替代全生命周期的實(shí)驗(yàn)。同時(shí)，一些研究報(bào)道，暴露在很低劑量的內(nèi)分泌干擾物雖然不會(huì)對(duì)當(dāng)代生物產(chǎn)生不良的影響，但是通常會(huì)對(duì)下一代或者更低代的生物產(chǎn)生影響[38]。如果這種情況比較普遍，這也就意味著即使全生命周期的實(shí)驗(yàn)也可能會(huì)低估這類(lèi)化學(xué)品的慢性毒性，造成對(duì)水生生物保護(hù)不足的現(xiàn)象。然而，在目前的條件下我們沒(méi)有足夠的證據(jù)要求對(duì)在推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)一定要使用多代測(cè)試實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，除非對(duì)于某些特別的化合物有足夠的信息證明如果不使用多代實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)會(huì)對(duì)水生生物保護(hù)不足。因此對(duì)于常見(jiàn)的繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物在推導(dǎo)水生態(tài)基準(zhǔn)的過(guò)程中，慢性毒性實(shí)驗(yàn)需要考慮性成熟階段對(duì)生殖的影響以及早期階段對(duì)胚胎性分化和發(fā)育的影響。

制定水質(zhì)基準(zhǔn)的目的是為了“保護(hù)水生生物及其用途”，生物的生存、生長(zhǎng)和繁殖常被作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)來(lái)實(shí)現(xiàn)這一保護(hù)目標(biāo)[30]。因?yàn)檫@些效應(yīng)很容易和群落效應(yīng)關(guān)聯(lián)起來(lái)，所以也常被用來(lái)推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)用于保護(hù)整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)。然而當(dāng)生物暴露于毒性污染物，一些生物響應(yīng)不僅發(fā)生在生物個(gè)體水平(如行為學(xué))，也有可能發(fā)生在更低水平的生物組織(如生化和病理學(xué))。而目前對(duì)于這些測(cè)試終點(diǎn)和保護(hù)目標(biāo)之間的關(guān)系尚不清楚。研究證明繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物可能在生物不同的水平產(chǎn)生不同的影響，然而一個(gè)重要的挑戰(zhàn)是如何建立這些不同水平的響應(yīng)與生物種群變化之間的關(guān)系。針對(duì)影響到脊椎動(dòng)物下丘腦-垂體-性腺軸(HPG軸)的可能的測(cè)試終點(diǎn)包括：生化指標(biāo)(如卵黃蛋白原、雌二醇、睪酮等)；組織病理學(xué)指標(biāo)(如精原細(xì)胞比例、雌雄兼性的比例等)；形態(tài)學(xué)指標(biāo)(如第二性征)；行為學(xué)指標(biāo)等。這些指標(biāo)通常被分為2類(lèi)，一類(lèi)是指當(dāng)毒性暴露終止之后對(duì)生物個(gè)體產(chǎn)生生殖和發(fā)育的影響是不可逆的，如性逆轉(zhuǎn)、雌雄兼性等；另一類(lèi)指暴露終止后個(gè)體可能恢復(fù)到之前的狀態(tài)，如行為學(xué)、第二性征、卵黃蛋白原等。針對(duì)繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)推導(dǎo)過(guò)程中非常規(guī)慢性毒性數(shù)據(jù)的使用，一個(gè)基本的判別原則為是否能夠和水生態(tài)基準(zhǔn)的保護(hù)目標(biāo)以及生物種群的變化有本質(zhì)的聯(lián)系(如性別比例的改變)[31]。其他內(nèi)分泌敏感的指標(biāo)(如卵黃蛋白原、雌雄兼性)在通過(guò)檢驗(yàn)之后若等同于生物學(xué)意義上重要的測(cè)試終點(diǎn)(如繁殖力)，比如通過(guò)全生命周期試驗(yàn)驗(yàn)證，以及其他具有相同作用模式的化合物(EE2或17β-雌二醇(E2))的毒性結(jié)果的驗(yàn)證，可以被用于繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)。

2 基于生殖毒性的壬基酚水生態(tài)基準(zhǔn)推導(dǎo)

壬基酚(nonylphenol, NP)是一種多用途的非離子表面活性劑，是烷基酚類(lèi)化合物中有代表性的環(huán)境污染物，其化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定、難降解。被廣泛應(yīng)用于農(nóng)藥乳化劑、日用洗滌劑、橡膠塑料的防老劑以及防腐劑等方面。壬基酚在水環(huán)境中廣泛分布，而且有可能通過(guò)生物富集。由于壬基酚在世界上的廣泛使用，在日本、美國(guó)、德國(guó)、韓國(guó)等國(guó)家的河水與河底淤泥中均有檢出[39-41]。同樣壬基酚在我國(guó)水體環(huán)境中的分布范圍較廣[42-44]。研究表明，壬基酚是一種環(huán)境內(nèi)分泌干擾物，具有類(lèi)雌激素效應(yīng)[45-48]。當(dāng)暴露濃度在5 μg·L-1以上時(shí)，即可對(duì)稀有鮈鯽的性腺指數(shù)、激素含量以及組織水平產(chǎn)生明顯的影響[6]?？茖W(xué)家們推測(cè)，近年來(lái)出現(xiàn)的人類(lèi)精子數(shù)量下降、隱睪和尿道下裂等疾病發(fā)生率上升，以及某些水生生物發(fā)生性別畸形現(xiàn)象都可能與環(huán)境中包括壬基酚在內(nèi)的某些化學(xué)物質(zhì)對(duì)生物體的正常代謝、生殖、發(fā)育等功能產(chǎn)生嚴(yán)重干擾有關(guān)[49]。因此對(duì)這一污染物產(chǎn)生的危害效應(yīng)識(shí)別以及其存在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)管理引起了人們廣泛的關(guān)注和重視[50]。我國(guó)目前尚沒(méi)有壬基酚的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。

針對(duì)繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物的特殊性，直接篩選慢性毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)壬基酚的長(zhǎng)期暴露基準(zhǔn)。壬基酚對(duì)淡水水生生物的毒性數(shù)據(jù)主要來(lái)自于現(xiàn)有的毒性數(shù)據(jù)庫(kù)(例如，ECOTOX數(shù)據(jù)庫(kù)http://cfpub.epa.gov/ecotox/)[51]，以及已發(fā)表的文獻(xiàn)等。受試生物以魚(yú)類(lèi)的繁殖毒性以及種群變化的數(shù)據(jù)為主，其他生物類(lèi)群的生物的生殖毒性數(shù)據(jù)作為補(bǔ)充?；谏扯拘缘臏y(cè)試終點(diǎn)包括生殖力、受精率、孵化率、性腺指數(shù)以及多代效應(yīng)等。慢性毒性數(shù)據(jù)評(píng)價(jià)終點(diǎn)為無(wú)觀察效應(yīng)濃度(no observed effect concentration, NOEC)，當(dāng)未搜索到NOEC值時(shí)，可用最大可接受濃度(maximum acceptable toxic concentration, MATC)，最低可觀察效應(yīng)濃度(lowest observed effect concentration, LOEC)或ECx來(lái)替代，并在數(shù)據(jù)中標(biāo)注(表1)。毒性數(shù)據(jù)篩選一般遵循3個(gè)原則：精確性、適當(dāng)性、可靠性[18,52]。

表1 壬基酚對(duì)不同類(lèi)群水生生物的繁殖毒性結(jié)果

注：NOEC為無(wú)觀察效應(yīng)濃度；LOEC為最低可觀察效應(yīng)濃度；EC10為10%效應(yīng)濃度。

Note: NOEC stands for no observed effect concentration; LOEC stands for lowest observed effect concentration; EC10stands for effective concentration at 10%.

物種敏感度分布曲線法(SSDs)常被用于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中的效應(yīng)評(píng)估，即使用累計(jì)概率分布擬合SSD曲線來(lái)表述對(duì)某一特定生物群體不引起不良效應(yīng)的最高濃度[15, 36, 61]。通常使用HC5來(lái)表示至少能夠保護(hù)95%以上物種的濃度值。本文采用荷蘭開(kāi)發(fā)的ETX 2.0, RIVM程序計(jì)算50%置信度的HC5值[62]，最后將50%置信度的HC5值除以5分別計(jì)算得出壬基酚的PNEC值[63]。

圖1 基于繁殖毒性結(jié)果的壬基酚物種敏感度曲線分布Fig. 1 Species sensitivity distribution of nonylphenol based on reproductive toxicity data

依據(jù)毒性數(shù)據(jù)篩選原則，共整理到14個(gè)壬基酚對(duì)水生生物的繁殖毒性(包括產(chǎn)卵量、受精率、孵化率、多代效應(yīng)以及種群變化等)結(jié)果，其中包括5種魚(yú)類(lèi)，8種無(wú)脊椎動(dòng)物和1種浮游藻類(lèi)，其N(xiāo)OEC(ECx)值的范圍為1.0～125 μg·L-1，均值為21.24 μg·L-1。用ETX 2.0、RIVM程序計(jì)算50%置信度的HC5值0.60(95% CI 0.15～1.43) μg·L-1。從而得出基于生殖毒性的壬基酚PNEC值為0.12 μg·L-1。這一結(jié)果比US EPA推導(dǎo)的CCC(6.59 μg·L-1)低了近50倍[19]。歐盟關(guān)于壬基酚的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中基于魚(yú)類(lèi)的內(nèi)分泌干擾數(shù)據(jù)推導(dǎo)出壬基酚的PNECs值為0.33 μg·L-1[64]，Lin等[65]研究結(jié)果顯示壬基酚對(duì)青鳉魚(yú)種群變化不產(chǎn)生明顯效應(yīng)的NOECs值范圍為0.82～2.10 μg·L-1。本研究推導(dǎo)得出的PNEC值基本與基于魚(yú)類(lèi)內(nèi)分泌干擾數(shù)據(jù)推導(dǎo)得出的安全閾值在同一數(shù)量級(jí)，但是在數(shù)字上略小。這種差異可能是由于不同地理區(qū)域物種分布以及不同生物類(lèi)群物種敏感性的差異造成。由此可見(jiàn)，根據(jù)壬基酚生殖毒性結(jié)果推導(dǎo)的PNEC值0.12 μg·L-1作為壬基酚的水生態(tài)基準(zhǔn)值，適用于避免水生生物可能受到的生殖繁殖損傷?；诒狙芯恐嘘P(guān)于壬基酚水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)與Caldwell等[18]基于生殖效應(yīng)對(duì)17α-乙炔雌二醇(EE2)PNEC值的研究，我們認(rèn)為針對(duì)繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物，基于其繁殖毒性(包括產(chǎn)卵量、受精率、孵化率、多代效應(yīng)以及種群變化等)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果更適合用于具有繁殖/生殖毒性污染物水生態(tài)基準(zhǔn)的推導(dǎo)[50]。

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Methodologies for Deriving Aquatic Life Criteria (ALC): Discussion of ACL for Chemicals Causing Reproductive Toxicity

Jin Xiaowei1, Wang Zijian2,*, Wang Yeyao1, Liu Na3

1. China National Environmental Monitoring Center, Beijing100012, China 2. Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China 3. China University of Geosciences(Beijing), Beijing, 100083

4 April 2014 accepted 20 May 2014

Chemicals causing reproductive toxicity (CCRT) can cause the change of the population and community by affecting biological reproduction due to its specific toxicological mode of action (MOA). It has been recognized that aquatic life criteria based on traditional acute and chronic endpoints of toxicity are unable to provide adequate protection because some chemicals may affect reproductive fitness of aquatic organisms at much lower concentrations. This review was undertaken to identify key outstanding issues of ALC deriving for CCRT, including the need for and relevance of acute toxicity data and a criteria maximum concentration (CMC), defining minimum data requirements in terms of taxonomic coverage, defining appropriate chronic toxicity data and effect endpoints. In addition, a predicted no effect concentration (PNEC) of 0.12 μg·L-1were derived for nonylphenol (NP) based on literature reproduction data. This result is lesser by a factor of 50 than the criteria continuous concentration(CCC) of 6.59 μg·L-1derived by use of acute to chronic ratios (ACRs) recommended by US EPA. Therefore, toxicity data based on their reproductive toxicity (including fecundity, fertility, hatchability, multi-generational effects and changes in the population, and etc.) is more suitable for ALC deriving for CCRT.

nonyl phenol; endocrine disrupter; freshwater organisms; reproductive toxicity; water quality criteria

國(guó)家自然科學(xué)青年基金(21307165)；環(huán)境模擬與污染控制國(guó)家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室(中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心)開(kāi)放基金(14K02ESPCR)

金小偉(1985-)，男，博士，工程師，研究方向?yàn)樗|(zhì)基準(zhǔn)與標(biāo)準(zhǔn)以及區(qū)域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，E-mail: jxw85@126.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: wangzj@rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140404001

2014-04-04 錄用日期：2014-05-20

1673-5897(2015)1-031-09

X171.5

A

王子健(1953—)，男，研究員，博士生導(dǎo)師，主要研究天然水體和水處理過(guò)程中的水質(zhì)轉(zhuǎn)化、相關(guān)毒性和毒理變化以及健康和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

金小偉, 王子健, 王業(yè)耀, 等. 淡水水生態(tài)基準(zhǔn)方法學(xué)研究：繁殖/生殖毒性類(lèi)化合物水生態(tài)基準(zhǔn)探討[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2015, 10(1): 31-39

Jin X W, Wang Z J, Wang Y Y, et al. Methodologies for deriving aquatic life criteria (ALC): Discussion of ACL for chemicals causing reproductive toxicity [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 31-39 (in Chinese)