劉萌碩，陳浩林，郝子垚，王革林，劉瑩瑩，馬云龍，王莉*

1.鄭州大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院

2.鄭州大學(xué)綜合設(shè)計研究院有限公司

自1929年Fleming[1]發(fā)現(xiàn)青霉素以來，世界范圍內(nèi)已經(jīng)生產(chǎn)并使用了多種抗生素來治療由病原菌引起的人類、動物和植物疾病[2]，在過去的20年里，藥品的銷售和消費在全球范圍內(nèi)增加了67%[3]。歐盟統(tǒng)計局2019年的數(shù)據(jù)顯示，中國已成為2018年歐盟最重要的抗生素出口國，其出口量占歐盟出口總量的23%[4]。由于抗生素的廣泛存在以及對生態(tài)系統(tǒng)和人類健康的潛在不利影響，抗生素污染已引起世界各地越來越多的關(guān)注[5-7]。四環(huán)素類抗生素是一類廣譜抗生素，自20世紀(jì)80年代首次在河水樣本中被檢測到以來[8]，在中國、美國、西班牙等國家的地表水樣本中都曾多次被檢測到[9]。Kovalakova等[10]對全球四環(huán)素濃度進行了綜述，結(jié)果顯示全球地表水中四環(huán)素濃度主要集中在3～500 ng/L，亞洲地表水中四環(huán)素濃度（主要集中在2～1 000 ng/L）高于歐洲（主要集中在5～90 ng/L）。調(diào)查顯示，中國東部地區(qū)的抗生素排放量遠遠高于西部，約為西部的6倍[11]，且四環(huán)素類抗生素在我國部分水體中的暴露濃度接近甚至超過國際獸藥協(xié)調(diào)委員會建議的環(huán)境風(fēng)險觸發(fā)值（1 μg/L）[12]。水環(huán)境中抗生素濃度多處于ng/L～μg/L級別，該濃度對淡水藻類、大型植物、浮游動物和魚類等水生生物產(chǎn)生急性毒性的可能性較小[13]。然而，如果水生生物的整個生命周期均暴露在該類污染物下，則可能會對其繁殖、生長等產(chǎn)生慢性影響。因此，在水環(huán)境中殘留的抗生素具有一定的生態(tài)風(fēng)險[10]。目前四環(huán)素的研究多集中在污染特征[9-11]、風(fēng)險評估[10,12]等方面，如方龍飛[11]以黃浦江上游6種典型抗生素為研究對象，發(fā)現(xiàn)四環(huán)素不但是主要污染抗生素，而且檢出率最高，存在明顯生態(tài)風(fēng)險；徐向月等[12]對四環(huán)素類抗生素在糞便、土壤、水等環(huán)境中的暴露現(xiàn)狀及在環(huán)境中的吸附、解吸、降解等行為進行綜述，表明了研究其環(huán)境效應(yīng)的必要性。綜合來看，目前研究很少關(guān)注四環(huán)素的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)。

筆者以四環(huán)素為研究對象，結(jié)合篩選出的中國淡水生態(tài)系統(tǒng)中3個營養(yǎng)級的生態(tài)毒理數(shù)據(jù)，采用毒性百分?jǐn)?shù)排序法和物種敏感度分布法推導(dǎo)了四環(huán)素的水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)，結(jié)合該水質(zhì)基準(zhǔn)，采用熵值法和安全閾值法對我國部分水體的四環(huán)素暴露生態(tài)風(fēng)險進行評估，以期為我國地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的制定提供建議，同時為水環(huán)境風(fēng)險管控和水生態(tài)系統(tǒng)保護提供參考。

1 材料與方法

1.1 四環(huán)素毒性數(shù)據(jù)搜集、篩選

主要利用美國國家環(huán)境保護局（US EPA）生態(tài)毒理數(shù)據(jù)庫（ECOTOX）進行毒理數(shù)據(jù)搜集，運用中國知網(wǎng)數(shù)據(jù)庫（CNKI）以及Web of Science數(shù)據(jù)庫進行數(shù)據(jù)補充，將“四環(huán)素、抗生素”與“毒性、水生生物、動物、植物、生態(tài)閾值”等關(guān)鍵詞并列后進行檢索。生態(tài)毒理數(shù)據(jù)篩選過程主要依據(jù)4條原則：1）對受試生物、暴露時間、測量終點、試驗狀態(tài)、文獻來源等信息表述明確、完整[14]；2）選擇我國本土物種、國際通用物種對應(yīng)的數(shù)據(jù)，刪除重復(fù)數(shù)據(jù)及試驗結(jié)果相差過大的數(shù)據(jù)；3）急性毒性數(shù)據(jù)選用半數(shù)致死濃度（LC50）或半數(shù)效應(yīng)濃度（EC50），慢性毒性數(shù)據(jù)選用無觀察效應(yīng)濃度（NOEC）或最低觀察效應(yīng)濃度（LOEC）[15]；4）當(dāng)同物種、同終點有多個毒性值可用時，取幾何平均值作為物種平均毒性值[16]。

1.2 水質(zhì)基準(zhǔn)的推導(dǎo)方法

毒性百分?jǐn)?shù)排序法是US EPA推薦的方法，該方法分別考慮了污染物的急性毒性效應(yīng)和慢性毒性效應(yīng)，并用統(tǒng)計學(xué)方法來推導(dǎo)基準(zhǔn)。具體步驟如下：首先獲取毒性數(shù)據(jù)；之后將得到的屬平均急性值（GMAV）從低到高進行排序，并進行等級（R）分配，最大的GMAV的等級為N；最后計算GMAV對應(yīng)的累積概率（P），用得到的GMAV和P計算最終急性值（FAV），F(xiàn)AV的1/2即為基準(zhǔn)最大濃度（CMC）?；鶞?zhǔn)連續(xù)濃度（CCC）是最終慢性值（FCV）、最終植物值（FPV）、最終殘留值（FRV）中的最小值。計算公式參考陳麗紅等[17]的研究。

物種敏感度分布法是HJ 831—2017《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》中推薦采用的方法，該方法充分利用所獲得的毒理數(shù)據(jù)，具體步驟如下：首先對數(shù)據(jù)或?qū)?shù)轉(zhuǎn)換數(shù)據(jù)進行正態(tài)分布檢驗，若不符合正態(tài)分布應(yīng)搜集更多數(shù)據(jù)；之后以種平均急性值（SMAV）的l g值為橫軸，物種的P為縱軸，通過軟件進行模型擬合；最后通過擬合曲線得出能保護95%物種的濃度（HC5），HC5經(jīng)過一定的校正因子（一般取1～5）校正即可得出短期水質(zhì)基準(zhǔn)，運用同樣的方法計算長期水質(zhì)基準(zhǔn)。當(dāng)慢性毒性數(shù)據(jù)不足時，可采用急慢性比（ACR）推導(dǎo)長期水質(zhì)基準(zhǔn)。

1.3 生態(tài)風(fēng)險評估方法

熵值法是一種簡單易行、使用范圍廣泛的半定量風(fēng)險評估方法，在選取毒性數(shù)據(jù)時未綜合考慮干擾因素的影響，具有初步的風(fēng)險評估意義[18]。其計算公式如下：

式中：RQ為風(fēng)險熵值；MEC為測定的抗生素濃度；PNEC為預(yù)測無效應(yīng)濃度，等于EC50或LC50或NOEC與評價因子（AF，一般取1～5）的比值。

RQ＜0.01時，基本無風(fēng)險；0.01≤RQ＜0.10時，為低風(fēng)險；0.10≤RQ＜1時，為中風(fēng)險；RQ≥1時，為高風(fēng)險[19]。

安全閾值法是一種可從圖上分析污染物對水生生物影響程度的定量風(fēng)險評估方法，可直觀地估計污染物影響一定比例物種的概率，是在熵值法基礎(chǔ)上的延伸。其計算公式如下：

式中：MOS10為安全閾值；SSD10為物種敏感度曲線中P為0.1時對應(yīng)的毒性數(shù)據(jù)；ECD90為暴露濃度分布曲線中P為0.9時對應(yīng)的暴露濃度。

MOS10＞1，表明暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)重疊程度較低；MOS10＜1，表明暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)重疊程度高，污染物潛在風(fēng)險大[20]。曲線越靠近坐標(biāo)軸，生物受到傷害的潛在風(fēng)險越小。

2 結(jié)果與討論

2.1 毒性數(shù)據(jù)

經(jīng)過篩選整理得到急性毒性數(shù)據(jù)12條、慢性毒性數(shù)據(jù)9條。毒性數(shù)據(jù)滿足HJ 831—2017中物種要求，涵蓋了水生植物/初級生產(chǎn)者、無脊椎動物/初級消費者、脊椎動物/次級消費者3個營養(yǎng)級。急性毒性數(shù)據(jù)涵蓋了推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的主要生物類群（脊索動物、扁形動物、節(jié)肢動物、原生動物、被子植物、藍藻、綠藻），慢性毒性數(shù)據(jù)涵蓋了脊索動物、扁形動物、節(jié)肢動物、軟體動物、被子植物、藍藻、綠藻等生物類群，包括至少3門8科的生物分類單元，且均已通過K-S正態(tài)分布檢驗（顯著性水平大于0.05），因此由急、慢性毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)的水質(zhì)基準(zhǔn)較為可信[21]。選用毒性百分?jǐn)?shù)排序法、物種敏感度分布法2種方法進行水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)，所需急性毒性數(shù)據(jù)見表1，慢性毒性數(shù)據(jù)見表2。

由表1、表2可以看出，在急性試驗與慢性試驗中藻類均為敏感物種，其原因主要在于藻類是水生食物鏈的基礎(chǔ)，其任何重大變化都會對較高的營養(yǎng)水平產(chǎn)生強烈影響[34]。受試物種中均含大型溞，它是水生浮游動物的代表，是連接水生食物鏈的重要中間體，對環(huán)境因子的變化尤為敏感，因此常被用作水生生物毒理學(xué)研究的標(biāo)準(zhǔn)測試生物[35]。在急性數(shù)據(jù)的受試物種中，三角渦蟲最不敏感，其LC50為465.111 mg/L；水蘊草最為敏感，其EC50為0.280 mg/L。在慢性受試物種中，近頭狀偽蹄形藻最敏感，其NOEC為0.125 mg/L；奧里亞羅非魚最不敏感，其LOEC為94.732 mg/L。

表 1 四環(huán)素的水生生物急性毒性值Table 1 Acute toxicity data of tetracycline for freshwater species

表 2 四環(huán)素的水生生物慢性毒性值Table 2 Chronic toxicity data of tetracycline for freshwater species

2.2 四環(huán)素水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)

2.2.1 毒性百分?jǐn)?shù)排序法推導(dǎo)的基準(zhǔn)

按照物種敏感度對四環(huán)素急性毒性數(shù)據(jù)進行排序，結(jié)果如表3所示。對四環(huán)素最敏感的4個屬分別是水蘊草屬（P=0.077）、金魚藻屬（P=0.154）、浮萍屬（P=0.231）、衣藻屬（P=0.308）。根據(jù)表3 數(shù)據(jù)計算得到 FAV 為 122.040 μg/L，CMC 為 61.020 μg/L，即基于毒性百分?jǐn)?shù)排序法的四環(huán)素基準(zhǔn)最大濃度為61.020 μg/L。

表 3 四環(huán)素的屬平均急性值及相關(guān)計算結(jié)果Table 3 Average acute value and related calculation results of tetracycline

按照物種敏感度對四環(huán)素慢性毒性數(shù)據(jù)進行排序，結(jié)果如表4所示。對四環(huán)素最敏感的4個屬分別是偽蹄形藻屬（P=0.100）、微囊藻屬（P=0.200）、狐尾藻屬（P=0.300）、浮萍屬（P=0.400）。根據(jù)表 4數(shù)據(jù)計算得到FCV為5.258 μg/L。FPV是用藻類或水生維管束植物所做的慢性試驗得出的結(jié)果中的最小值，銅綠微囊藻的毒性值（0.150 mg/L）最小，故FPV為0.150 mg/L；FRV是最大允許組織濃度與生物富集因子的比值，由于四環(huán)素的生物富集因子較低[36]，因此可忽略體內(nèi)殘留值的影響。CCC為FCV、FPV、FRV的最小值，故四環(huán)素的CCC為5.258 μg/L，即基于毒性百分?jǐn)?shù)排序法的四環(huán)素基準(zhǔn)連續(xù)濃度為5.258 μg/L。

表 4 四環(huán)素的屬平均慢性值及相關(guān)計算結(jié)果Table 4 Average chronic value and related calculation results of tetracycline

2.2.2 物種敏感度分布法推導(dǎo)的基準(zhǔn)

使用Origin軟件進行物種敏感度分布曲線推導(dǎo)，在推導(dǎo)時以急性數(shù)據(jù)的對數(shù)值為橫坐標(biāo)，P為縱坐標(biāo)，進行曲線擬合。分別使用SGompertz、Gaussian、Doseresp、Boltzmann模型進行擬合，擬合曲線見圖1，各模型擬合參數(shù)及計算結(jié)果見表5。

表 5 擬合公式及相關(guān)參數(shù)Table 5 Fitting formula and related parameters

圖 1 不同模型擬合的物種敏感度曲線Fig.1 Sensitivity curves of species fitted by different models

上述所有模型中的決定系數(shù)較接近，為0.980左右，但SGompertz模型擬合得到的HC5與其他模型差距較大，Gaussian、Doseresp、Boltzmann模型的殘差平方和相對更小，得出的HC5也更接近，故將其平均值(123.300 μg/L)作為最終的HC5，校正因子取2[37]，則基于物種敏感度分布法的四環(huán)素短期水質(zhì)基準(zhǔn)為 61.650 μg/L。

采用物種敏感度分布法推導(dǎo)長期水質(zhì)基準(zhǔn)時，由于數(shù)據(jù)量不足，嘗試多種模型以后仍未能得到較合適的擬合結(jié)果，故采用ACR進行長期水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)。根據(jù)近頭狀偽蹄形藻、大型溞、三角渦蟲、尾草履蟲4個物種急、慢性毒性值計算ACR，將其幾何平均值作為最終ACR（表6），計算得到ACR為13.063，與朱小奕[30]得到的四環(huán)素類抗生素的ACR（12.68）較接近，由HC5與ACR的比值得到CCC（9.439 μg/L），即基于物種敏感度分布法的四環(huán)素長期水質(zhì)基準(zhǔn)為9.439 μg/L。

表 6 急慢性比率Table 6 Ratio of acute and chronic toxicity

2.2.3 水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)結(jié)果對比分析

GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中未包含抗生素的濃度限值。利用毒性百分?jǐn)?shù)排序法、物種敏感度分布法分別推導(dǎo)四環(huán)素的水質(zhì)基準(zhǔn)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)2種方法推導(dǎo)的水質(zhì)基準(zhǔn)雖然數(shù)量級一致，但數(shù)值存在一定差異。基于毒性百分?jǐn)?shù)排序法的四環(huán)素基準(zhǔn)最大濃度、基準(zhǔn)連續(xù)濃度分別為61.020、5.258 μg/L，而基于物種敏感度分布法的四環(huán)素短期、長期水質(zhì)基準(zhǔn)分別為61.650、9.439 μg/L。毒性百分?jǐn)?shù)排序法最終用于計算基準(zhǔn)的只有P接近0.05的4個屬數(shù)據(jù)，很大程度上依賴于敏感物種，不能夠全面表征對整個水生生態(tài)系統(tǒng)的影響；物種敏感度分布法更多地依賴整體毒性數(shù)據(jù)對基準(zhǔn)的影響，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)也可能不同。綜上，考慮到物種敏感度分布法所用有效數(shù)據(jù)較多，能降低結(jié)果的不確定性，而且推導(dǎo)出的短期水質(zhì)基準(zhǔn)（61.650 μg/L）與基準(zhǔn)最大濃度（61.020 μg/L）十分接近，因此建議采用物種敏感度分布法的推導(dǎo)結(jié)果。

2.3 中國部分水體四環(huán)素生態(tài)風(fēng)險評估

2.3.1 基于熵值法的生態(tài)風(fēng)險評估

PNEC是保護生物的安全閾值，由HC5與AF的比值計算得到[17]，為保守評估四環(huán)素的生態(tài)風(fēng)險，AF 取最大值 5[19]，最終得到 PNEC為 24.660 μg/L。搜集中國多個水域的四環(huán)素濃度，主要包括長江、東江、遼河、黃浦江等流域，這些水系主要涵蓋我國長江流域與東北的大部分區(qū)域。將各水域四環(huán)素污染濃度的均值/中位數(shù)作為MEC，將MEC代入式（1）進行計算，得到中國部分水體的四環(huán)素風(fēng)險評估結(jié)果（表 7）。

由表7可以看出，四環(huán)素在我國多個水域RQ小于0.01，基本無風(fēng)險，僅遼河流域、貴陽南明河分別為低風(fēng)險和中風(fēng)險。Bai等[42]研究發(fā)現(xiàn)，遼河流域地表水環(huán)境中四環(huán)素類抗生素的濃度普遍較低，因為該類抗生素更容易吸附在沉積物表面，因此四環(huán)素在地表水環(huán)境中的風(fēng)險水平較低。貴陽南明河檢測到的四環(huán)素濃度較高，主要是因為在夏季高溫時，抗生素穩(wěn)定性下降，降解速率加快；而冬季是各種疾病的高發(fā)期，用藥量增大導(dǎo)致水體中四環(huán)素濃度升高[43]。

表 7 中國部分水體的四環(huán)素風(fēng)險評估結(jié)果Table 7 Tetracycline risk assessment result of some watersheds in China

2.3.2 基于安全閾值法的生態(tài)風(fēng)險評估

以四環(huán)素的暴露濃度為x軸，以其在我國不同水體的P為y軸，使用Doesresp作為推導(dǎo)模型，通過Origin擬合曲線，評估我國部分水體四環(huán)素的風(fēng)險程度，評估結(jié)果見圖2。由圖2可知，當(dāng)P為0.9時，四環(huán)素的暴露濃度為6.221 μg/L，物種敏感度曲線中P為0.1時，對應(yīng)的毒性數(shù)據(jù)為221.091 μg/L，代入式（2）得到 MOS10為 35.539（＞1），即暴露濃度與毒性數(shù)據(jù)重疊程度很低，潛在生態(tài)風(fēng)險較小。

圖 2 我國水體四環(huán)素的暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)的累積概率分布Fig.2 Cumulative probability distribution of tetracycline exposure concentrations and toxicity data in water bodies of China

2.3.3 生態(tài)風(fēng)險評估結(jié)果對比分析

采用熵值法進行的風(fēng)險評估結(jié)果顯示，我國多數(shù)水體基本無風(fēng)險，僅有部分水體呈中風(fēng)險或低風(fēng)險水平；采用安全閾值法進行的風(fēng)險評估結(jié)果顯示，我國水體中四環(huán)素的生態(tài)風(fēng)險較小。2種評估方法的結(jié)論存在一定差異，主要原因是熵值法更注重水體的受污染程度，而安全閾值法通過擬合曲線的方法得出代表我國淡水環(huán)境四環(huán)素的生態(tài)風(fēng)險水平。雖然安全閾值法在統(tǒng)計學(xué)上更具代表意義，但因數(shù)據(jù)量有限，且未能充分考慮水生生態(tài)環(huán)境的諸多因素對四環(huán)素分布的影響，故采用熵值法評估我國淡水水體四環(huán)素的生態(tài)風(fēng)險狀況。

熵值法、安全閾值法評估結(jié)果均顯示，多數(shù)水體中四環(huán)素的生態(tài)風(fēng)險較低，該現(xiàn)象主要與四環(huán)素在弱酸和中性條件下相對穩(wěn)定和持久[44]的特性相關(guān)。我國部分水體呈弱堿性，在該條件下四環(huán)素穩(wěn)定性有所降低，且可能被吸附在沉積物中[42,45]，因此大多數(shù)水體四環(huán)素的檢出濃度偏低。風(fēng)險評估結(jié)果顯示，長江流域四環(huán)素風(fēng)險較低，但其抗生素污染仍不容忽視。Wang等[46]對長江中下游飲用水源中四環(huán)素的主要來源進行分析，結(jié)果顯示畜禽養(yǎng)殖廢水、農(nóng)村生活污水是其主要來源，支流對四環(huán)素污染的貢獻也較高，有必要減少四環(huán)素的使用，并對其污染排放進行有效控制。

同樣是以中國部分水體為研究對象，利用熵值法進行生態(tài)風(fēng)險評估，張姚姚等[14]對氟喹諾酮類抗生素進行評估發(fā)現(xiàn)，除黃河、渤海灣、大遼河中諾氟沙星呈低風(fēng)險外，其他水體中該類抗生素均無風(fēng)險；陳麗紅等[17]對大環(huán)內(nèi)酯類抗生素進行評估發(fā)現(xiàn)，遼河、海河、珠江呈高風(fēng)險，黃河、白洋淀湖、太湖呈中風(fēng)險；汪濤等[47]對磺胺類抗生素進行評估，發(fā)現(xiàn)白洋淀、渤海、河海、遼河、珠江呈中低風(fēng)險，其余大多數(shù)地區(qū)無風(fēng)險。與氟喹諾酮類、磺胺類抗生素類似，四環(huán)素也呈較低風(fēng)險水平，但考慮到進行風(fēng)險評估時采用的污染物暴露濃度多為前期監(jiān)測數(shù)據(jù)，不能及時反映當(dāng)前的污染水平，因此亟須進行多區(qū)域、高精度的系統(tǒng)監(jiān)測，以保證我國水體中抗生素保持在較低的風(fēng)險水平。

3 結(jié)論

（1）利用毒性百分?jǐn)?shù)排序法推導(dǎo)的保護中國水生生物的四環(huán)素基準(zhǔn)最大濃度、基準(zhǔn)連續(xù)濃度分別為61.020、5.258 μg/L，利用物種敏感度分布法推導(dǎo)的短期水質(zhì)基準(zhǔn)和長期水質(zhì)基準(zhǔn)分別為61.650、9.439 μg/L。最終采用物種敏感度分布法推導(dǎo)出的基準(zhǔn)作為保護我國水生生物的水質(zhì)基準(zhǔn)。

（2）利用熵值法和安全閾值法對我國部分水體進行四環(huán)素生態(tài)風(fēng)險評估，結(jié)果顯示2種方法的評估結(jié)果存在一定差異?？紤]到安全閾值法評估時數(shù)據(jù)量有限，未能充分考慮水生生態(tài)環(huán)境的諸多因素對四環(huán)素分布的影響，故以熵值法的評估結(jié)果為準(zhǔn)，基于該方法發(fā)現(xiàn)僅貴陽南明河為中風(fēng)險區(qū)域，其余均為低風(fēng)險或無風(fēng)險區(qū)域。