陳小平,王萌,楊長(zhǎng)明,吳玲玲,3

(1.同濟(jì)大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海 200092;2.吉首大學(xué) 生物資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,湖南 吉首 416000;3.上海市污染控制與生態(tài)安全研究所,上海 200092)

四環(huán)素類抗生素(TCs)是抗生素中使用量最多、最廣泛的一種。據(jù)統(tǒng)計(jì)，在歐盟TCs的年消費(fèi)量約占總抗生素消費(fèi)量的46%(2 300 t)[1]，而我國(guó)2013年TCs約占抗生素消耗量的7%(12 000 t)[2]。TCs的主要種類包括四環(huán)素(TC)、土霉素(OTC)、金霉素(CTC)及半合成衍生物甲烯土霉素、強(qiáng)力霉素、二甲胺基四環(huán)素等，其中使用最多的為第一代四環(huán)素類抗生素TC、OTC和CTC，其分子結(jié)構(gòu)和理化性質(zhì)見表1。高水溶性和低的辛醇-水分配系數(shù)(logKow) 以及相對(duì)較低的酸度系數(shù)(pKa)值表明TC、OTC和CTC的親水性和酸穩(wěn)定性。TCs的抗菌原理是通過阻礙氨酰 tRNA與核糖體結(jié)合位點(diǎn)的結(jié)合來(lái)抑制細(xì)菌蛋白合成，進(jìn)而達(dá)到抑菌作用，主要應(yīng)用于人類和動(dòng)物疾病的防治以及畜禽養(yǎng)殖等。TCs應(yīng)用于生物體后難以被完全利用，超過75%的TCs以原形或代謝物的形式通過尿液和糞便排出體外[3]，最終不可避免地進(jìn)入水環(huán)境，對(duì)非目標(biāo)生物產(chǎn)生毒性作用，對(duì)水環(huán)境中水生生物構(gòu)成潛在的危害，甚至可以通過水生動(dòng)物的富集進(jìn)入食物鏈，進(jìn)而影響人體的健康。

表1 3種TCs的理化性質(zhì)和分子結(jié)構(gòu)Table 1 The physicochemical properties and molecular structural of TCs

目前，關(guān)于TCs對(duì)水生生態(tài)的影響已有一定的研究。本文對(duì)TCs在水環(huán)境中的來(lái)源、在我國(guó)的污染現(xiàn)狀及其對(duì)水生生物毒性效應(yīng)等相關(guān)的研究結(jié)果進(jìn)行綜述，旨在對(duì)近年來(lái)關(guān)于TCs在我國(guó)水環(huán)境的污染現(xiàn)狀及其對(duì)水生生物的毒性研究進(jìn)行總結(jié)，引起人類對(duì)水環(huán)境中TCs污染的重視，并對(duì)今后的研究提出展望。

1 水環(huán)境中TCs來(lái)源與污染現(xiàn)狀

1.1 水環(huán)境中TCs來(lái)源

水環(huán)境是抗生素的重要環(huán)境歸宿，據(jù)統(tǒng)計(jì)，約有50%的抗生素經(jīng)各種途徑最終進(jìn)入到水環(huán)境當(dāng)中[4]。TCs進(jìn)入水環(huán)境中的可能來(lái)源與路徑見圖1。

水環(huán)境中殘留的TCs主要來(lái)自其生產(chǎn)和使用過程中產(chǎn)生的廢水和人畜排泄物[5]。這些含有TCs的工業(yè)廢水、生活污水和排泄物等通過不同途經(jīng)如污水處理廠處理、堆肥及直接排放等方式最終進(jìn)入到水環(huán)境中。根據(jù)研究，目前傳統(tǒng)污水處理廠對(duì)TCs的去除能力有限，在處理過程中TCs會(huì)大量吸附在懸浮顆粒物和污泥中，導(dǎo)致處理效率降低[6]。例如某牲畜污水處理廠CTC進(jìn)水濃度為21.16 mg/L， 經(jīng)過厭氧消化和高級(jí)氧化工藝后，出水中仍殘留濃度為4.5 mg/L的CTC[7]。含有TCs的排泄物和污泥經(jīng)過堆肥后可作為有機(jī)肥料施用到土壤中，造成TCs在土壤中的高濃度污染，如采用糞便施肥的蔬菜基地土壤中，TCs的殘留濃度高達(dá)82.75 μg/kg[8]。這些進(jìn)入土壤的TCs，相當(dāng)一部分會(huì)經(jīng)淋溶、徑流、浸出等作用最終進(jìn)入地下水中。此外，一些養(yǎng)殖行業(yè)的養(yǎng)殖廢水未經(jīng)處理就直接排放到環(huán)境水體中，也是TCs進(jìn)入水環(huán)境的重要途徑。

1.2 我國(guó)水環(huán)境中TCs的污染現(xiàn)狀

TCs進(jìn)入水環(huán)境后在復(fù)雜的水動(dòng)力條件下，經(jīng)過一系列的分布、擴(kuò)散、遷移、轉(zhuǎn)化，會(huì)進(jìn)入到不同的環(huán)境介質(zhì)中。目前，在我國(guó)地表水、海水、地下水、飲用水和沉積物中都檢測(cè)到TCs的存在[9],見表2。

表2 3種TCs在我國(guó)水環(huán)境中的污染分布(污染濃度：水樣：ng/L；沉積物：ng/g，干重)Table 2 The pollution distribution of TCs in China’s water environment (concentration:water sample:ng/L; sediment:ng/g,dw)

由表2可知，我國(guó)部分水環(huán)境介質(zhì)中TCs的殘留濃度普遍處于ng/L到μg/L的范圍，其中在地表水和沉積物中的污染水平和檢出率較高。季節(jié)溫度變化等也會(huì)影響TCs在水中的殘留濃度。飲用水直接關(guān)乎到生態(tài)系統(tǒng)的公共健康，包括地下飲用水和地表飲用水。長(zhǎng)江是我國(guó)重要的飲用水水源地，根據(jù)研究，TC、OTC和CTC在長(zhǎng)江流域中的最大檢出濃度分別為11.16,18.98,5.86 ng/L，檢出率分別為27.2%,27.2%,7.1%[10]，而淮河流域的飲用水水源中的TC的污染水平可以達(dá)到68.6～632 ng/L[11]。 據(jù)報(bào)道，中國(guó)香港學(xué)齡兒童學(xué)習(xí)環(huán)境的自來(lái)水中檢測(cè)到OTC的濃度為0.6 ng/L，而在上海自來(lái)水中未檢測(cè)到TCs的存在[12]。另有研究指出，我國(guó)瓶裝和桶裝飲用水中也有TCs被檢出[13]。除淡水系統(tǒng)外，海水水域也受到了TCs的污染，尤其在淺海區(qū)域和海水養(yǎng)殖區(qū)，如廣東海岸線[14]、渤海[15]、中國(guó)東海等[16]都有TCs檢出。

總體來(lái)說(shuō)，我國(guó)水環(huán)境中普遍存在著TCs污染，地表水和養(yǎng)殖區(qū)域及其相關(guān)河網(wǎng)水體中的污染較嚴(yán)重，其中，OTC的污染水平相對(duì)較高，這可能與OTC在我國(guó)的生產(chǎn)和消耗較多并且其在水環(huán)境中的半衰期(約55 d)顯著高于TC和CTC有關(guān)[2]。此外，TCs還可進(jìn)入地下水和飲用水水源地，危害飲用水安全，直接對(duì)人類健康構(gòu)成威脅。

2 TCs對(duì)水生生物的生態(tài)毒性

TCs進(jìn)入水環(huán)境后會(huì)對(duì)受暴露的水生生物直接產(chǎn)生毒性作用。此外，研究表明TCs會(huì)在生物體內(nèi)發(fā)生富集。例如，在太湖野生魚魚體樣本的肝臟、膽汁和肌肉中均檢測(cè)到OTC和TC的存在，其中，肝臟部位含量最高，其次是膽汁和肌肉，OTC在三者中的檢出濃度最高分別為12.5,5.33,0.90 μg/L，TC在三者中檢出濃度最高分別為5.63,4.0,3.70 μg/L， 此外，在肌肉中OTC的生物積累因子(BAF)最高可達(dá)8 180 L/kg，在膽汁和肝臟中TC的BAF都超過5 000 L/kg[24]。因此，TCs可能會(huì)通過生物富集在食物鏈中進(jìn)行傳遞，從而對(duì)整個(gè)生態(tài)環(huán)境乃至人類健康造成威脅。目前，已有大量關(guān)于TCs對(duì)水生生物毒性的研究。

2.1 TCs對(duì)藻類的毒性

植物作為初級(jí)生產(chǎn)者，在整個(gè)水生生態(tài)系統(tǒng)中具有重要地位。其中藻類被經(jīng)合組織(OECD)推薦為毒理學(xué)研究中的模式生物，TCs暴露可導(dǎo)致藻類產(chǎn)生一系列的毒理學(xué)效應(yīng)。根據(jù)研究，OTC對(duì)近頭狀偽蹄形藻和紡錘纖維藻生長(zhǎng)抑制的96 h LC50(50% Inhibition concentration)值為(0.64±0.38) mg/L和(4.17±3.79) mg/L，而CTC對(duì)兩種藻類的96 h LC50值為(1.19±0.53) mg/L和(3.23±0.53) mg/L， OTC相比CTC對(duì)藻類的毒性較大，而近頭狀偽蹄形藻對(duì)毒物的敏感性較高[25]。Ye等[26]對(duì)比了CTC、OTC和TC對(duì)銅綠微囊藻的毒性效應(yīng)，其結(jié)果表明3種TCs對(duì)藻類生長(zhǎng)抑制效應(yīng)從大到小分別為TC > CTC > OTC。通過更多LC和EC等指標(biāo)的研究也表明了TCs對(duì)藻類毒性作用的差異性[27-29]。TCs還可以改變?cè)孱惣?xì)胞膜的通透性，進(jìn)而影響藻類細(xì)胞生長(zhǎng)。例如TC和CTC暴露后，蛋白核小球藻和斜生柵藻的膜通透性改變，造成生長(zhǎng)抑制[30]。在趙鳳等[31]和Shang等[32]的研究中，TCs在一定濃度暴露下可顯著降低銅綠微囊藻中葉綠素和蛋白質(zhì)的含量。TCs還可誘導(dǎo)藻類出現(xiàn)氧化應(yīng)激，例如經(jīng)TC一定濃度暴露后，小球藻中活性氧(ROS)水平、超氧化物歧化酶(SOD)和過氧化氫酶(CAT)活性均顯著增加。此外，TCs同樣對(duì)高等水生植物具有一定的生態(tài)毒性[33-34]，但相關(guān)研究較少。

2.2 TCs對(duì)魚類的毒性

目前，使用魚類對(duì)TCs的毒性進(jìn)行研究的相關(guān)報(bào)道較多且方法趨于成熟。魚類暴露TCs后的毒性主要表現(xiàn)在個(gè)體、組織、酶活、分子、組學(xué)等水平上，且研究方法中急性暴露較多。不同TCs暴露對(duì)不同魚類的毒性差異較大。例如根據(jù)研究，TC、OTC和CTC對(duì)斑馬魚成魚的96 h LC50分別為406.0,1 341.76,61.15 mg/L，此外TCs暴露還可導(dǎo)致斑馬魚胚胎出現(xiàn)體長(zhǎng)縮短、心包水腫、尾部畸形等亞致死效應(yīng)[35-36]。在急性毒性研究中，TCs對(duì)魚類產(chǎn)生毒性的濃度往往高于其在水環(huán)境中的殘留濃度，然而，在一些養(yǎng)殖密度較高的附近河流中，TCs殘留濃度接近于毒性效應(yīng)值，如某研究中TC對(duì)斑馬魚胚胎的96 h EC10為3.16 μg/L[36]，其中，在某些養(yǎng)殖廠廢水和接納污水排放的河網(wǎng)中的TCs污染水平甚至遠(yuǎn)高于該96 h EC10值，表明TCs對(duì)魚類的生態(tài)毒性仍不可忽視，具有較大的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[19]。此外，TCs暴露可誘導(dǎo)魚體發(fā)生氧化應(yīng)激，例如TC暴露可顯著增加斑馬魚胚胎中ROS的過量產(chǎn)生[36]。還有研究指出TCs可能引起遺傳毒性，如OTC暴露能誘導(dǎo)鯽魚腎細(xì)胞嚴(yán)重的DNA損傷[37]。另有研究顯示，TCs暴露可能會(huì)短時(shí)間內(nèi)影響魚類的行為，如CTC暴露于成年斑馬魚后，會(huì)引起斑馬魚運(yùn)動(dòng)過度，并可能促進(jìn)認(rèn)知能力下降和加劇攻擊行為[38]。

2.3 TCs對(duì)其它水生生物的毒性

水環(huán)境生態(tài)系統(tǒng)中物種豐富，除上述的藻類和魚類外，其它水生生物在水環(huán)境生態(tài)系統(tǒng)中同樣處于重要位置，是物質(zhì)和能量流動(dòng)的重要環(huán)節(jié)。研究表明，TCs的暴露也可導(dǎo)致其它水生生物產(chǎn)生一系列的不良后果。如TCs的急性暴露對(duì)大型溞具有致死性和亞致死性，其中TC和OTC對(duì)大型溞的48 h LC50值分別為2.87,4.44 mg/L[3]，TC、CTC和OTC對(duì)大型溞的48 h EC50值分別為617.2,137.6 mg/L[39]和114 mg/L[40]。另有研究指出，TC對(duì)浮萍的生長(zhǎng)速率、生物量以及葉綠素a和b的含量均具有植物毒性[41]。OTC對(duì)水產(chǎn)養(yǎng)殖廠污水中常出現(xiàn)的水滴偽康纖蟲的96 h EC50為 21.38 mg/L[42]。

3 總結(jié)與展望

隨著科技發(fā)展與經(jīng)濟(jì)進(jìn)步，抗生素在全球范圍均存在濫用的情況，目前抗生素已被認(rèn)定為一種新型污染物而受到人們的廣泛關(guān)注。四環(huán)素類抗生素作為抗生素中生產(chǎn)和使用量較大的一類，在全球各地水環(huán)境中頻繁被檢出，其對(duì)水環(huán)境的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)不容忽視。本文綜述了近年來(lái)四環(huán)素類抗生素在我國(guó)水環(huán)境中的污染及其對(duì)水生生物的毒理研究現(xiàn)狀?？傮w而言，四環(huán)素類抗生素在我國(guó)水環(huán)境中污染范圍廣、污染水平較高，且沉積物中殘留濃度遠(yuǎn)高于地表水。四環(huán)素類抗生素會(huì)對(duì)水生生物造成一定的負(fù)面影響，具有一定的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。然而，目前關(guān)于四環(huán)素類抗生素生態(tài)毒性的研究仍有一些不足之處，可以從以下幾個(gè)方面展開相關(guān)研究工作：

(1)目前關(guān)于四環(huán)素類抗生素生物效應(yīng)的研究大多使用遠(yuǎn)高于環(huán)境濃度的劑量進(jìn)行短期暴露。通常，生物受到環(huán)境污染物的暴露是一個(gè)長(zhǎng)期過程，而且暴露濃度往往較低，這種較低的暴露濃度在短期可能不會(huì)表現(xiàn)出不利影響，但在長(zhǎng)期暴露后會(huì)對(duì)生物體表現(xiàn)出毒害作用。急性高劑量暴露對(duì)生物表現(xiàn)出的毒性效應(yīng)和致毒機(jī)制可能與慢性低劑量暴露有所不同。因此，應(yīng)該加強(qiáng)環(huán)境水平下四環(huán)素類抗生素長(zhǎng)期生物效應(yīng)的研究。

(2)相比于持久性有機(jī)污染物，四環(huán)素類抗生素降解速率較快，然而其自然降解過程難以完全礦化，而是產(chǎn)生一系列的中間代謝/降解產(chǎn)物。歐洲藥品評(píng)價(jià)局(EMEA)就指出在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中也必須強(qiáng)調(diào)藥物代謝/降解產(chǎn)物的作用[43]。然而，目前關(guān)于四環(huán)素類抗生素乃至所有抗生素的代謝/降解產(chǎn)物生物效應(yīng)的研究鮮見報(bào)道。