鄭逸心，李全威，錢亞茹，王菲菲，全占軍

1.環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國環(huán)境科學(xué)研究院

2.國家環(huán)境保護(hù)區(qū)域生態(tài)過程與功能評估重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,中國環(huán)境科學(xué)研究院

3.烏蘭察布市疾病預(yù)防控制中心

林丹是一種廣譜有機(jī)氯殺蟲劑，噴灑后可隨地表徑流或下滲進(jìn)入地下水向湖泊河流匯集，同時揮發(fā)到大氣中，隨大氣循環(huán)進(jìn)行遷移，最后通過沉降作用進(jìn)入水體[1-3]。研究顯示，林丹已對水生生物及環(huán)境安全構(gòu)成威脅，并且在較低濃度下仍可產(chǎn)生危害[4-5]。我國已于2019 年禁止林丹生產(chǎn)、使用和流通[6]。但由于林丹大量生產(chǎn)和使用導(dǎo)致的污染遺留和二次釋放，使其至今仍廣泛在水體、土壤、地下水和生物體中檢出[7]。最新《重點(diǎn)管控新污染物清單（2023 年版）》中林丹被列入14 類新污染物[8]。但我國林丹淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)還未發(fā)布，林丹在中國淡水水體中的賦存情況、生態(tài)風(fēng)險及其對淡水生物的毒性機(jī)制亟待引起關(guān)注。筆者根據(jù)HJ 831—2022《淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)技術(shù)指南》[9]研制林丹淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)，并在系統(tǒng)收集和整理國內(nèi)外公開發(fā)表文獻(xiàn)中有關(guān)我國淡水水體林丹賦存數(shù)據(jù)的基礎(chǔ)上，采用商值法開展我國主要淡水水體中林丹生態(tài)風(fēng)險評價，進(jìn)一步基于文獻(xiàn)計(jì)量學(xué)分析結(jié)果按照經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織（OECD）指導(dǎo)原則構(gòu)建有害結(jié)局路徑（adverse outcome pathway,AOP）框架，以期為林丹地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)制修訂和我國流域中林丹生態(tài)風(fēng)險評估提供思路和科學(xué)依據(jù)。

1 研究方法

1.1 數(shù)據(jù)收集

1.1.1 水質(zhì)基準(zhǔn)數(shù)據(jù)收集

數(shù)據(jù)收集的全面性、數(shù)據(jù)篩選的可靠性和數(shù)據(jù)評價的準(zhǔn)確性對于水質(zhì)基準(zhǔn)值的研制具有重要意義，本研究數(shù)據(jù)收集、篩選及評價按照HJ 831—2022 要求，將無限制可靠數(shù)據(jù)和限制性可靠數(shù)據(jù)納入基準(zhǔn)推導(dǎo)。

（1）數(shù)據(jù)檢索

在美國國家環(huán)境保護(hù)局（US EPA）毒性數(shù)據(jù)庫ECOTOX（https://cfpub.epa.gov/ecotox）以及Web of Science 數(shù)據(jù)庫（WoS，https://www.webofscience.com）、中國知網(wǎng)數(shù)據(jù)庫（CNKI，https://www.cnki.net）、維普中文科技期刊數(shù)據(jù)庫（http://www.cqvip.com）和萬方數(shù)據(jù)知識服務(wù)平臺（https://www.wanfangdta.com.cn）中根據(jù)檢索方案（表1）進(jìn)行檢索，共納入818 篇中英文文獻(xiàn)和2 091 條毒性數(shù)據(jù)庫數(shù)據(jù)。

表1 毒性數(shù)據(jù)和文獻(xiàn)檢索Table 1 Toxicity data and literature retrieval scheme

（2）數(shù)據(jù)篩選

依據(jù)HJ 831—2022 制定數(shù)據(jù)篩選方法（表2），從受試物、物種、試驗(yàn)條件等方面對數(shù)據(jù)進(jìn)行嚴(yán)格篩選以滿足基準(zhǔn)推導(dǎo)的數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)，篩選時根據(jù)不同的毒性效應(yīng)終點(diǎn)對毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行分類，急性毒性數(shù)據(jù)分為生長和存活2 類，效應(yīng)指標(biāo)包括EC50和LC50；慢性毒性數(shù)據(jù)分為生長、繁殖和存活3 類，效應(yīng)指標(biāo)包括MATC、EC10、EC20、NOEC、LOEC、EC50和LC50等?？倲?shù)據(jù)量為2 909 條，按照表2 篩選方法剔除重復(fù)數(shù)據(jù)50 條，剔除無關(guān)數(shù)據(jù)184 條，剔除受試物純度小于95%的數(shù)據(jù)2 000 條，剔除物種不符合要求的數(shù)據(jù)55 條，剔除毒性試驗(yàn)暴露條件不符合要求的數(shù)據(jù)499 條，剔除離群值數(shù)據(jù)4 條，剔除非優(yōu)先數(shù)據(jù)5 條。經(jīng)過數(shù)據(jù)篩選、可靠性評價及優(yōu)先性排序，112 條數(shù)據(jù)納入林丹淡水生物基準(zhǔn)的基準(zhǔn)推導(dǎo)，其中急性毒性數(shù)據(jù)95 條，慢性毒性數(shù)據(jù)17 條。

表2 數(shù)據(jù)篩選方法Table 2 Data filtering method

（3）最少毒性數(shù)據(jù)需求評價

可用于基準(zhǔn)推導(dǎo)的95 條急性毒性數(shù)據(jù)包括41 個物種，其中本土物種有27 個，國際通用且在中國水體中廣泛分布的物種有3 個，引進(jìn)物種有11 個；可用于基準(zhǔn)推導(dǎo)的17 條慢性毒性數(shù)據(jù)包括10 個物種，其中本土物種有5 個，國際通用且在中國水體中廣泛分布的物種有3 個，引進(jìn)物種2 個。可用于基準(zhǔn)推導(dǎo)的急慢性數(shù)據(jù)均滿足基準(zhǔn)推導(dǎo)的最少毒性數(shù)據(jù)需求（表3）。

表3 最少毒性數(shù)據(jù)需求Table 3 Minimal toxicity data requirements for water quality criteria derivation

1.1.2 生態(tài)風(fēng)險評價數(shù)據(jù)收集

通過Web of Science、CNKI 數(shù)據(jù)庫、維普中文科技期刊數(shù)據(jù)庫和萬方數(shù)據(jù)知識服務(wù)平臺系統(tǒng)收集和整理了國內(nèi)外公開發(fā)表文獻(xiàn)中的中國主要淡水水體林丹濃度數(shù)據(jù)，并將數(shù)據(jù)資料按照流域進(jìn)行分類。數(shù)據(jù)的收集和篩選遵循以下原則：林丹測定方法為我國公認(rèn)的標(biāo)準(zhǔn)方法、國際通用標(biāo)準(zhǔn)方法或根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)方法修改的方法，采用氣相色譜/質(zhì)譜（GC/MS）測定。

1.1.3 AOP 構(gòu)建數(shù)據(jù)收集

使用Web of Science 數(shù)據(jù)庫核心合集對2022 年前發(fā)表的林丹毒性研究相關(guān)文獻(xiàn)進(jìn)行在線搜索。設(shè)置檢索式為：TS=(lindane OR hexachlorocyclohexane ORγ-HCH) AND TS=(toxicity OR EC50OR LC50)。從Web of Science 數(shù)據(jù)庫中提取文獻(xiàn)關(guān)鍵信息，采用VOS viewer 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)一步分析。根據(jù)文獻(xiàn)計(jì)量學(xué)分析結(jié)果，進(jìn)一步篩選AOP 構(gòu)建所需數(shù)據(jù)。

1.2 水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)方法

為實(shí)現(xiàn)林丹淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)研制的規(guī)范性和提高基準(zhǔn)值的管理應(yīng)用價值，嚴(yán)格按照HJ 831—2022 和“國家生態(tài)環(huán)境基準(zhǔn)計(jì)算軟件 物種敏感度分布法”進(jìn)行基準(zhǔn)推導(dǎo)。HJ 831—2022 修訂中引入同效應(yīng)毒性值，因此首先對可用于基準(zhǔn)推導(dǎo)的急慢性數(shù)據(jù)進(jìn)行前處理，計(jì)算同效應(yīng)急性值（AVE）和同效應(yīng)慢性值（CVE）；然后將納入計(jì)算的AVE 和CVE分別取對數(shù)，得到lg AVE和lg CVE；最后采用SSD法推導(dǎo)淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)，利用適宜的模型對物種敏感度的分布進(jìn)行擬合后，計(jì)算出能保護(hù)95%生物的污染物濃度，經(jīng)評估因子外推后獲得基準(zhǔn)值。

1.2.1 同效應(yīng)急性值計(jì)算方法

將急性數(shù)據(jù)按照物種分類，EC50和LC50分別作為生長類和存活類ATV 進(jìn)行計(jì)算，取AVE 結(jié)果中數(shù)值最小的納入后續(xù)計(jì)算，若只有1 個AVE，直接進(jìn)行后續(xù)計(jì)算。

式中：AVE 為同效應(yīng)急性值，μg/L；i為某一物種；k為急性毒性效應(yīng)種類，一般分為生長類和存活類；ATV 為急性毒性值，μg/L；m為ATV 數(shù)量，個。

1.2.2 同效應(yīng)慢性值計(jì)算方法

將慢性毒性數(shù)據(jù)按物種分類，再將不同物種的不同效應(yīng)類別（生長或繁殖）MATC、NOEC、LOEC、EC10、EC20和EC50（按照優(yōu)先序排序）作為生長類或繁殖類CTV 數(shù)據(jù)，將LC50作為存活類CTV 數(shù)據(jù)。

式中：CVE 為同效應(yīng)慢性值，μg/L；j為慢性毒性效應(yīng)類型（生長類、存活類、繁殖類），無量綱；n為CTV 數(shù)量，個；CTV 為慢性毒性值，μg/L。

1.2.3 累積頻率計(jì)算方法

將納入計(jì)算的AVE 和CVE 按lg AVE 和lg CVE從小到大進(jìn)行排序，值最小的為1，依次遞增，確定其秩次R。根據(jù)式（3）分別計(jì)算物種的急性和慢性累積頻率FR。

式中：FR為累積頻率，%；R為毒性值的秩次，無量綱；f為頻數(shù)，指毒性值秩次R對應(yīng)的物種數(shù)，個；N為所有頻數(shù)之和，個。

1.2.4 模型擬合方法

分別以lg AVE 和lg CVE 作為自變量x，以對應(yīng)的FR為因變量y，使用“國家生態(tài)環(huán)境基準(zhǔn)計(jì)算軟件 物種敏感度分布法”進(jìn)行SSD 模型擬合。依據(jù)確定的最優(yōu)擬合模型，計(jì)算累積頻率為5%時對應(yīng)的長期和短期物種危害濃度(HC5)，即能保護(hù)95%物種的污染物濃度，用于基準(zhǔn)定值。

1.2.5 基準(zhǔn)推導(dǎo)方法

利用式（4）和（5）分別計(jì)算短期和長期水質(zhì)基準(zhǔn)。根據(jù)HJ 831—2022 中評估因子AF 選取原則，本研究急性毒性數(shù)據(jù)量大于15，SAF 定為2；慢性毒性數(shù)據(jù)量小于15，LAF 定為3。

式中：SWQC 為水生生物短期水質(zhì)基準(zhǔn)，μg/L；SHC5為基于急性毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)的5%物種危害濃度，μg/L；SAF 為短期基準(zhǔn)的評估因子，無量綱。

式中：LWQC 為水生生物長期水質(zhì)基準(zhǔn)，μg/L；LHC5為基于慢性毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)的5%物種危害濃度，μg/L；LAF 為長期基準(zhǔn)的評估因子，無量綱。

1.3 生態(tài)風(fēng)險評價方法

將文獻(xiàn)中匯總得到的林丹暴露濃度和本文推導(dǎo)出的林丹基準(zhǔn)值對比，以商值法[10]〔式(6)〕計(jì)算我國淡水環(huán)境林丹的急性毒性和慢性毒性風(fēng)險商（RQ）。根據(jù)RQ 判別風(fēng)險等級：RQ＜0.1，風(fēng)險程度較低，生態(tài)環(huán)境相對安全狀態(tài)；0.1≤RQ＜1，對生態(tài)系統(tǒng)具有潛在威脅；RQ≥1，生態(tài)環(huán)境處于高度風(fēng)險狀態(tài)，且RQ 越大，生態(tài)風(fēng)險程度越高。

式中：MEC 為暴露濃度，μg/L；WQC為水質(zhì)基準(zhǔn)值，μg/L。

1.4 AOP 構(gòu)建方法

根據(jù)OECD 提供的模板，參考開發(fā)成熟的模型，確定分子起始事件和作用的部位，確認(rèn)不同層級上發(fā)生的事件、有害效應(yīng)發(fā)生的結(jié)構(gòu)水平，確定分子起始事件（molecular initiating events,MIE）、中間事件（key events,KEs）和最終有害結(jié)局（adverse outcome,AO），構(gòu)建AOP 流程圖。

2 結(jié)果

2.1 水質(zhì)基準(zhǔn)

2.1.1 短期水質(zhì)基準(zhǔn)

各物種的AVE 和FR見表4。以lg AVE 為自變量x和以對應(yīng)的FR為因變量y得到的正態(tài)分布模型、對數(shù)正態(tài)分布模型、邏輯斯諦擬模型、對數(shù)邏輯斯諦模型擬合結(jié)果顯示，急性毒性數(shù)據(jù)正態(tài)分布和邏輯斯諦擬合的P均小于0.05，擬合效果較差，對數(shù)正態(tài)分布和對數(shù)邏輯斯諦分布P大于0.05，且對數(shù)邏輯斯諦的均方根（RMSE）最小。根據(jù)擬合優(yōu)度評價，結(jié)合模型擬合結(jié)果（圖1），在P大于0.05 的擬合模型中，選擇RMSE 最小的模型作為最優(yōu)擬合模型，確保擬合的SSD 曲線外推得出的水質(zhì)基準(zhǔn)在統(tǒng)計(jì)學(xué)上的合理性和可靠性。根據(jù)對數(shù)邏輯斯諦曲線上HC5為12.3 μg/L，推導(dǎo)得到短期淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)為6.15 μg/L。

圖1 急性數(shù)據(jù)模型擬合曲線Fig.1 Fitting curve of the acute data model

表4 同效應(yīng)急性值及累積頻率Table 4 Acute value for the same effect and cumulative frequency

2.1.2 長期水質(zhì)基準(zhǔn)

各物種的CVE 和FR見表5。以lg CVE 為自變量x和以對應(yīng)的FR為因變量y得到的正態(tài)分布模型、對數(shù)正態(tài)分布模型、邏輯斯諦擬模型、對數(shù)邏輯斯諦模型。擬合結(jié)果顯示正態(tài)分布曲線擬合的P小于0.05，從圖2 也可看出擬合效果較差。對數(shù)正態(tài)分布和邏輯斯諦分布P大于0.05，但對數(shù)正態(tài)分布擬合RMSE 為11.2，擬合精度較差。對數(shù)邏輯斯諦模型未擬合成功。因此，選用邏輯斯諦模型作為慢性毒性數(shù)據(jù)物種敏感度分布曲線的擬合模型，根據(jù)邏輯斯諦曲線上HC5為0.35 μg/L，推導(dǎo)得出長期淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)為0.12 μg/L。

圖2 慢性數(shù)據(jù)模型擬合曲線Fig.2 Fitting curve of the chronic data model

表5 同效應(yīng)慢性值及累積頻率Table 5 Chronic value for the same effect and cumulative frequency

2.2 生態(tài)風(fēng)險評估

按照檢索方案收集和整理的國內(nèi)外公開發(fā)表文獻(xiàn)[11-40]中我國主要淡水水體林丹濃度數(shù)據(jù)，并按流域進(jìn)行分類。中國淡水水體中林丹賦存數(shù)據(jù)在文獻(xiàn)中主要分布于1998—2021 年，但2019 年禁止林丹使用后，公開發(fā)表的林丹污染文獻(xiàn)數(shù)據(jù)尤為缺乏。通過分析林丹在七大流域空間變化，發(fā)現(xiàn)我國流域水體已普遍受到林丹污染，且長江流域、珠江流域及海河流域比較嚴(yán)重。

長江流域〔圖3(a)〕中太湖的急性風(fēng)險商值為所有淡水水體中的最大值，風(fēng)險最大，岷江（核心）和安徽淮南市的淡水水體的急性毒性RQ 大于0.1；慢性毒性RQ 大于10 的有太湖和岷江（核心），大于1 的有錢塘江和安徽淮南市地表水，大于等于0.1 的有嵊州市的淺層地下水和巢湖。黃河流域〔圖3(b)〕急性毒性RQ 黃河最大，慢性毒性中RQ 大于等于1 的有黃河和官廳水庫。從圖3(c)可以看出，珠江流域的百花湖貓?zhí)拥募甭远拘訰Q 最高，其次為貴化取水口和大亞灣。從圖3(d)可見，淮海河流域中海河的急慢性毒性RQ 最高，微山湖次之。松遼河流域的RQ 結(jié)果顯示〔圖3(e)〕，急慢性毒性RQ 中大遼河口最大。在東南諸河流域，千島湖的慢性毒性RQ 最大，急性毒性RQ 僅有千島湖略高，可見東南諸河流域RQ 均不高，顯示林丹污染程度較低〔圖3(f)〕。

圖3 我國流域水體林丹風(fēng)險商值Fig.3 Risk quotient of lindane in Chinese river basins

收集文獻(xiàn)中我國主要淡水水體林丹濃度數(shù)據(jù)見表6。

表6 我國七大流域部分水體林丹賦存情況Table 6 Occurrence of lindane in seven basins of China

2.3 林丹水生生物AOP 構(gòu)建

2.3.1 文獻(xiàn)計(jì)量學(xué)分析結(jié)果

文獻(xiàn)計(jì)量學(xué)分析結(jié)果可知，林丹毒性效應(yīng)及機(jī)制的相關(guān)研究主要集中在1979—2018 年。關(guān)鍵詞聚類分析和時序分析結(jié)果顯示，林丹引起淡水生物器官損傷效應(yīng)及其機(jī)制是目前研究熱點(diǎn)。從文獻(xiàn)中整理出林丹淡水生物高頻毒性效應(yīng)包括神經(jīng)毒性、生殖毒性、肝臟毒性及腎臟毒性等，其中神經(jīng)毒性效應(yīng)主要表現(xiàn)為游泳能力弱、對外界刺激無反應(yīng)、焦慮及動作遲緩等，生殖毒性效應(yīng)主要表現(xiàn)為卵子（精子）數(shù)量減少、睪丸功能異常、停止產(chǎn)卵等，肝臟毒性效應(yīng)主要表現(xiàn)為肝細(xì)胞直徑減小、晚期肝細(xì)胞空泡化、肝細(xì)胞肥大及壞死等，腎臟毒性效應(yīng)主要表現(xiàn)為腎小管上皮細(xì)胞小管壞死、脫屑和空泡化等。

2.3.2 AOP 構(gòu)建結(jié)果

基于文獻(xiàn)計(jì)量學(xué)分析結(jié)果，確定林丹淡水生物毒性的有害結(jié)局，反推造成該有害結(jié)局的關(guān)鍵事件和分子起始事件，構(gòu)建林丹肝損傷AOP、林丹生殖損傷AOP 和林丹神經(jīng)損傷AOP（圖4）。

圖4 林丹水生生物的有害結(jié)局路徑Fig.4 Lindane adverse outcome pathways of freshwater aquatic organism

林丹淡水水生生物肝損傷AOP 的分子起始事件為林丹分子與還原性谷胱甘肽（GSH）結(jié)合[41]，從而引發(fā)一系列關(guān)鍵事件：活性氧（ROS）增多，同時抗氧化機(jī)制被削弱，導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)產(chǎn)生大量自由基，發(fā)生脂質(zhì)過氧化反應(yīng)[42]；細(xì)胞發(fā)生氧化應(yīng)激反應(yīng)，使線粒體損傷和肝細(xì)胞壞死，最終導(dǎo)致肝損傷的有害結(jié)局[43]。

林丹淡水水生生物生殖損傷AOP 的分子起始事件為林丹替代雌激素與中樞神經(jīng)系統(tǒng)中的受體結(jié)合，使下丘腦-垂體系統(tǒng)的促性腺激素分泌，性腺指數(shù)（GSI）降低[44]，影響卵子、精子正常發(fā)生，導(dǎo)致卵子、精子數(shù)量和質(zhì)量下降、睪丸比重下降[45]。

林丹淡水水生生物神經(jīng)損傷AOP 的分子起始事件為林丹與GABA 門控氯離子通道氨基酸殘基相互作用，之后的關(guān)鍵事件為GABA 受體構(gòu)象改變，阻滯神經(jīng)細(xì)胞的氯離子通道，干擾中樞神經(jīng)系統(tǒng)正常功能，引起神經(jīng)和肌肉的過度興奮[46]。該通路的最終有害結(jié)局體現(xiàn)在魚類的個體水平上為游泳異常、焦慮、傾向于近水面游泳等[47]。

3 討論

3.1 國內(nèi)外林丹淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)比較

淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)（WQC）主要是指水環(huán)境中污染物對淡水生物的最大無作用濃度水平，是制定相關(guān)環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的科學(xué)依據(jù)[48]。美國于1995 年首次制定了林丹長期淡水水質(zhì)基準(zhǔn)為0.951 5 μg/L[49]，并在2016 年更新為0.95 μg/L[50]，澳大利亞新西蘭聯(lián)合環(huán)境保護(hù)委員會在2000 年制定了林丹淡水基準(zhǔn)值為0.2 μg/L[51]。加拿大1987 年推導(dǎo)出林丹長期淡水基準(zhǔn)值（long term）為0.01 μg/L[52]。歐盟各國林丹的基準(zhǔn)值各不相同，歐盟在2005 年將林丹淡水標(biāo)準(zhǔn)值定為0.02 μg/L[53]。

我國目前尚未制定林丹淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)值，若直接引用或參照歐美發(fā)達(dá)國家的基準(zhǔn)推導(dǎo)方法或基準(zhǔn)值進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險評估可能造成環(huán)境過保護(hù)或欠保護(hù)的結(jié)果。從表7 可見，國內(nèi)目前關(guān)于林丹基準(zhǔn)值的研究結(jié)果均高于歐美國家基準(zhǔn)值，可能由于我國與國外物種分布的區(qū)別，導(dǎo)致在推導(dǎo)基準(zhǔn)值的水生生物的物種篩選上存在差異。如我國采用歐美國家的基準(zhǔn)值，可能在實(shí)際工作中造成過保護(hù)，極大增加經(jīng)濟(jì)社會成本；而我國現(xiàn)行的地表水標(biāo)準(zhǔn)林丹限值為2 μg/L，可能導(dǎo)致水生生物慢性暴露以及對生態(tài)位重要物種的欠保護(hù)。

表7 林丹水質(zhì)基準(zhǔn)值比較Table 7 Comparison of water quality criteria values of lindane μg/L

國內(nèi)研究多采用USEPA-SSD 法和EU-SSD 法[54]的毒性數(shù)據(jù)篩選方法，其參考美國和歐盟水質(zhì)基準(zhǔn)指南方法學(xué)進(jìn)行，數(shù)據(jù)篩選中未對化合物純度和慢性毒性數(shù)據(jù)中動植物的暴露時間加以限制。國內(nèi)研究SSR-SSD 法[55]在數(shù)據(jù)篩選中考慮了慢性毒性暴露時間，以14 d 以上EC50或LC50毒性測試終點(diǎn)值及NOEC 和LOEC 慢性毒性測試終點(diǎn)值優(yōu)先。本研究數(shù)據(jù)篩選嚴(yán)格按照HJ 831—2022 方法，對受試物純度進(jìn)行了限制（大于95%），慢性毒性數(shù)據(jù)動物適宜的暴露時間要求≥21 d 或覆蓋一個敏感生命階段（輪蟲為≥48 h），并且根據(jù)慢性毒性數(shù)據(jù)的優(yōu)先性MATC＞EC20＞EC10=NOEC＞LOEC＞EC50＞LC50進(jìn) 行篩選，對同一物種的同一毒性終點(diǎn)試驗(yàn)數(shù)據(jù)之間相差10 倍以上的離群值進(jìn)行判斷剔除。此外，國內(nèi)研究USEPA-SSD 法、EU-SSD 法與SSR-SSD 法中入選進(jìn)入基準(zhǔn)推導(dǎo)的物種中食蚊魚和羅非魚被HJ 831—2022 判定為入侵物種，因此在本研究中剔除了上述2 個入侵物種毒性數(shù)據(jù)[56]。

3.2 林丹生態(tài)風(fēng)險評價的比較

我國流域水體已普遍受到林丹污染，為有效保護(hù)淡水水生生物，評估流域水體林丹暴露的生態(tài)風(fēng)險十分必要。依據(jù)本研究獲得的林丹淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)值，以商值法對我國主要淡水水體中林丹生態(tài)風(fēng)險展開評價，結(jié)果顯示，太湖（RQ 為300）、岷江（RQ 為20）、黃河（RQ 為7.17）、海河（RQ 為17.5）和大河河口（RQ 為8.08）等水體林丹生態(tài)風(fēng)險處于高風(fēng)險水平。國內(nèi)外目前的研究結(jié)果也顯示，林丹雖然禁用，但是其遺留的水體生態(tài)風(fēng)險仍然處于較高水平[57-60]。由表8 可見，我國沙潁河林丹具有極高的水生態(tài)風(fēng)險（RQ 為9.33）[59]，揚(yáng)州城區(qū)古運(yùn)河的林丹具有高度風(fēng)險[55]，巢湖、烏江、白洋淀、會仙濕地等淡水水域具有中等風(fēng)險[55]。聯(lián)合國糧食及農(nóng)業(yè)組織（FAO）數(shù)據(jù)顯示，亞洲哈薩克斯坦、孟加拉國、菲律賓、緬甸農(nóng)藥用量呈增長趨勢，印度近20 年農(nóng)藥用量也大幅增長。哈薩克斯坦錫爾河的林丹急性生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果顯示RQ 最高接近100，生態(tài)風(fēng)險極大[57]。印度林丹生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果顯示，恒河全域具有中等風(fēng)險[58]。鑒于林丹的生產(chǎn)和應(yīng)用導(dǎo)致全球范圍的環(huán)境污染，歐盟為解決歐洲歷史遺留的林丹污染問題成立了專項(xiàng)計(jì)劃“歐盟六氯環(huán)己烷項(xiàng)目”，呼吁世界各國合作解決林丹殘留所帶來的生態(tài)風(fēng)險問題[61]。

表8 淡水水體林丹生態(tài)風(fēng)險評價比較Table 8 Comparison of ecological risk assessment of lindane in freshwater water at home and abroad

商值法在國內(nèi)外已被廣泛應(yīng)用于生態(tài)風(fēng)險評價，WQC 或PNEC 均通過實(shí)驗(yàn)室不同物種的毒性數(shù)據(jù)構(gòu)建SSD 曲線獲得，目前不同研究中所納入的受試物種或者毒性數(shù)據(jù)并不相同，嚴(yán)重降低了生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果的可比性，并且有限物種的毒性數(shù)據(jù)外推到實(shí)際生態(tài)系統(tǒng)也會增加生態(tài)風(fēng)險評價中的不確定性。因此，我國目前亟待制定并發(fā)布林丹淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)，統(tǒng)一我國淡水水體中林丹生態(tài)風(fēng)險評價的WQC，從而使得不同研究或不同水體的林丹生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果更為權(quán)威，進(jìn)而能夠?qū)⑸鷳B(tài)風(fēng)險評價結(jié)果應(yīng)用于生態(tài)環(huán)境管理政策的制定。

3.3 促進(jìn)AOP 在生態(tài)風(fēng)險評價中的應(yīng)用

有害結(jié)局路徑（AOP）可以識別過度接觸外源化學(xué)物質(zhì)導(dǎo)致有害結(jié)局事件之間的關(guān)聯(lián)事件，在2010 年被Ankley 等[62]引入生態(tài)毒理學(xué)領(lǐng)域。US EPA 最先將從化學(xué)物暴露到不良結(jié)局的生物途徑上一系列關(guān)鍵事件的生物作用模式概念引入環(huán)境保護(hù)領(lǐng)域。OECD 于2012 年啟動了AOP 構(gòu)建計(jì)劃[63]，在2013年發(fā)布了AOP 開發(fā)和評估指南和模板[64]，正式提出并規(guī)范了AOP 的構(gòu)建方法。OECD 所發(fā)布的指南文件中將AOP 限定在MIE 和個人或群體水平的AO，但MIE 可以從生物體通路的任意環(huán)節(jié)開始，通過識別和描述中間的關(guān)鍵事件及因果關(guān)系，從而構(gòu)成完整的AOP 框架[65]。

本研究初步構(gòu)建了林丹水生生物的肝臟毒性、生殖毒性和神經(jīng)毒性3 條AOP，未來需要針對該3 條通路的證據(jù)權(quán)重和可信度進(jìn)行深入評估，并且對該3 條通路的定量評價部分進(jìn)行深入探討。目前除OECD 相關(guān)指導(dǎo)文件對AOP 的創(chuàng)建與評估進(jìn)行介紹之外，AOP 依舊處于初級發(fā)展階段，各方面的局限性依舊較明顯，并且在后期完善工作中也存在著許多未知的困難與挑戰(zhàn)。目前生態(tài)風(fēng)險評價的毒性效應(yīng)終點(diǎn)仍然為一般毒性效應(yīng)終點(diǎn)（MATC、EC10、EC20、NOEC、LOEC、EC50和LC50等），而AOP 詳細(xì)描述了污染物質(zhì)對生物從基因、細(xì)胞、組織、器官和個體的相互關(guān)聯(lián)間的影響，可為未來精細(xì)化生態(tài)風(fēng)險評價提供科學(xué)依據(jù)，并且AOP 應(yīng)用于具有協(xié)同和拮抗效應(yīng)的混合污染物的風(fēng)險評估也是未來需要重點(diǎn)關(guān)注的研究領(lǐng)域。

4 結(jié)論

（1）按照HJ 831—2022 制定文獻(xiàn)檢索方案并篩選毒性數(shù)據(jù)，采用“國家生態(tài)環(huán)境基準(zhǔn)計(jì)算軟件物種敏感度分布法”擬合軟件得出的短期淡水生物水質(zhì)基準(zhǔn)值為6.15 μg/L，長期淡水生物水質(zhì)基值為0.12 μg/L。

（2）依據(jù)本文獲得的林丹基準(zhǔn)值對我國主要淡水水體中林丹生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果顯示，我國部分淡水水體中林丹處于高風(fēng)險水平，應(yīng)重視林丹二次釋放和暴露風(fēng)險。

（3）林丹肝損傷AOP 分子起始事件為還原性谷胱甘肽（GSH），林丹生殖損傷AOP 分子起始事件為林丹替代雌激素與中樞神經(jīng)系統(tǒng)中的受體結(jié)合，林丹神經(jīng)損傷AOP 以GABA 門控氯離子通道氨基酸殘基相互作用為分子起始事件。目前AOP 通路應(yīng)用于環(huán)境風(fēng)險評價仍處于探索階段，亟待加強(qiáng)研究，為保護(hù)水生生物、人體健康及生態(tài)環(huán)境安全提供更具針對性的數(shù)據(jù)支撐。