林丹淡水生物水質基準、生態風險及有害結局路徑研究

鄭逸心，李全威，錢亞茹，王菲菲，全占軍

1.環境基準與風險評估國家重點實驗室，中國環境科學研究院

2.國家環境保護區域生態過程與功能評估重點實驗室,中國環境科學研究院

3.烏蘭察布市疾病預防控制中心

林丹是一種廣譜有機氯殺蟲劑，噴灑后可隨地表徑流或下滲進入地下水向湖泊河流匯集，同時揮發到大氣中，隨大氣循環進行遷移，最后通過沉降作用進入水體[1-3]。研究顯示，林丹已對水生生物及環境安全構成威脅，并且在較低濃度下仍可產生危害[4-5]。我國已于2019 年禁止林丹生產、使用和流通[6]。但由于林丹大量生產和使用導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基準還未發布，林丹在中國淡水水體中的賦存情況、生態風險及其對淡水生物的毒性機制亟待引起關注。筆者根據HJ 831—2022《淡水生物水質基準推導技術指南》[9]研制林丹淡水生物水質基準，并在系統收集和整理國內外公開發表文獻中有關我國淡水水體林丹賦存數據的基礎上，采用商值法開展我國主要淡水水體中林丹生態風險評價，進一步基于文獻計量學分析結果按照經濟合作與發展組織（OECD）指導原則構建有害結局路徑（adverse outcome pathway,AOP）框架，以期為林丹地表水環境質量標準制修訂和我國流域中林丹生態風險評估提供思路和科學依據。

1 研究方法

1.1 數據收集

1.1.1 水質基準數據收集

數據收集的全面性、數據篩選的可靠性和數據評價的準確性對于水質基準值的研制具有重要意義，本研究數據收集、篩選及評價按照HJ 831—2022 要求，將無限制可靠數據和限制性可靠數據納入基準推導。

（1）數據檢索

在美國國家環境保護局（US EPA）毒性數據庫ECOTOX（https://cfpub.epa.gov/ecotox）以及Web of Science 數據庫（WoS，https://www.webofscience.com）、中國知網數據庫（CNKI，https://www.cnki.net）、維普中文科技期刊數據庫（http://www.cqvip.com）和萬方數據知識服務平臺（https://www.wanfangdta.com.cn）中根據檢索方案（表1）進行檢索，共納入818 篇中英文文獻和2 091 條毒性數據庫數據。

表1 毒性數據和文獻檢索Table 1 Toxicity data and literature retrieval scheme

（2）數據篩選

依據HJ 831—2022 制定數據篩選方法（表2），從受試物、物種、試驗條件等方面對數據進行嚴格篩選以滿足基準推導的數據標準，篩選時根據不同的毒性效應終點對毒性數據進行分類，急性毒性數據分為生長和存活2 類，效應指標包括EC50和LC50；慢性毒性數據分為生長、繁殖和存活3 類，效應指標包括MATC、EC10、EC20、NOEC、LOEC、EC50和LC50等?？倲祿繛? 909 條，按照表2 篩選方法剔除重復數據50 條，剔除無關數據184 條，剔除受試物純度小于95%的數據2 000 條，剔除物種不符合要求的數據55 條，剔除毒性試驗暴露條件不符合要求的數據499 條，剔除離群值數據4 條，剔除非優先數據5 條。經過數據篩選、可靠性評價及優先性排序，112 條數據納入林丹淡水生物基準的基準推導，其中急性毒性數據95 條，慢性毒性數據17 條。

表2 數據篩選方法Table 2 Data filtering method

（3）最少毒性數據需求評價

可用于基準推導的95 條急性毒性數據包括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，引進物種有11 個；可用于基準推導的17 條慢性毒性數據包括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，引進物種2 個?？捎糜诨鶞释茖У募甭詳祿鶟M足基準推導的最少毒性數據需求（表3）。

表3 最少毒性數據需求Table 3 Minimal toxicity data requirements for water quality criteria derivation

1.1.2 生態風險評價數據收集

通過Web of Science、CNKI 數據庫、維普中文科技期刊數據庫和萬方數據知識服務平臺系統收集和整理了國內外公開發表文獻中的中國主要淡水水體林丹濃度數據，并將數據資料按照流域進行分類。數據的收集和篩選遵循以下原則：林丹測定方法為我國公認的標準方法、國際通用標準方法或根據標準方法修改的方法，采用氣相色譜/質譜（GC/MS）測定。

1.1.3 AOP 構建數據收集

使用Web of Science 數據庫核心合集對2022 年前發表的林丹毒性研究相關文獻進行在線搜索。設置檢索式為：TS=(lindane OR hexachlorocyclohexane ORγ-HCH) AND TS=(toxicity OR EC50OR LC50)。從Web of Science 數據庫中提取文獻關鍵信息，采用VOS viewer 軟件對數據進一步分析。根據文獻計量學分析結果，進一步篩選AOP 構建所需數據。

1.2 水質基準推導方法

為實現林丹淡水生物水質基準研制的規范性和提高基準值的管理應用價值，嚴格按照HJ 831—2022 和“國家生態環境基準計算軟件 物種敏感度分布法”進行基準推導。HJ 831—2022 修訂中引入同效應毒性值，因此首先對可用于基準推導的急慢性數據進行前處理，計算同效應急性值（AVE）和同效應慢性值（CVE）；然后將納入計算的AVE 和CVE分別取對數，得到lg AVE和lg CVE；最后采用SSD法推導淡水生物水質基準，利用適宜的模型對物種敏感度的分布進行擬合后，計算出能保護95%生物的污染物濃度，經評估因子外推后獲得基準值。

1.2.1 同效應急性值計算方法

將急性數據按照物種分類，EC50和LC50分別作為生長類和存活類ATV 進行計算，取AVE 結果中數值最小的納入后續計算，若只有1 個AVE，直接進行后續計算。

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

1.2.2 同效應慢性值計算方法

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

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

1.2.3 累積頻率計算方法

將納入計算的AVE 和CVE 按lg AVE 和lg CVE從小到大進行排序，值最小的為1，依次遞增，確定其秩次R。根據式（3）分別計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，指毒性值秩次R對應的物種數，個；N為所有頻數之和，個。

1.2.4 模型擬合方法

分別以lg AVE 和lg CVE 作為自變量x，以對應的FR為因變量y，使用“國家生態環境基準計算軟件 物種敏感度分布法”進行SSD 模型擬合。依據確定的最優擬合模型，計算累積頻率為5%時對應的長期和短期物種危害濃度(HC5)，即能保護95%物種的污染物濃度，用于基準定值。

1.2.5 基準推導方法

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

式中：SWQC 為水生生物短期水質基準，μg/L；SHC5為基于急性毒性數據推導的5%物種危害濃度，μg/L；SAF 為短期基準的評估因子，無量綱。

式中：LWQC 為水生生物長期水質基準，μg/L；LHC5為基于慢性毒性數據推導的5%物種危害濃度，μg/L；LAF 為長期基準的評估因子，無量綱。

1.3 生態風險評價方法

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

式中：MEC 為暴露濃度，μg/L；WQC為水質基準值，μg/L。

1.4 AOP 構建方法

根據OECD 提供的模板，參考開發成熟的模型，確定分子起始事件和作用的部位，確認不同層級上發生的事件、有害效應發生的結構水平，確定分子起始事件（molecular initiating events,MIE）、中間事件（key events,KEs）和最終有害結局（adverse outcome,AO），構建AOP 流程圖。

2 結果

2.1 水質基準

2.1.1 短期水質基準

各物種的AVE 和FR見表4。以lg AVE 為自變量x和以對應的FR為因變量y得到的正態分布模型、對數正態分布模型、邏輯斯諦擬模型、對數邏輯斯諦模型擬合結果顯示，急性毒性數據正態分布和邏輯斯諦擬合的P均小于0.05，擬合效果較差，對數正態分布和對數邏輯斯諦分布P大于0.05，且對數邏輯斯諦的均方根（RMSE）最小。根據擬合優度評價，結合模型擬合結果（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擬合模型，確保擬合的SSD 曲線外推得出的水質基準在統計學上的合理性和可靠性。根據對數邏輯斯諦曲線上HC5為12.3 μg/L，推導得到短期淡水生物水質基準為6.15 μg/L。

圖1 急性數據模型擬合曲線Fig.1 Fitting curve of the acute data model

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

2.1.2 長期水質基準

各物種的CVE 和FR見表5。以lg CVE 為自變量x和以對應的FR為因變量y得到的正態分布模型、對數正態分布模型、邏輯斯諦擬模型、對數邏輯斯諦模型。擬合結果顯示正態分布曲線擬合的P小于0.05，從圖2 也可看出擬合效果較差。對數正態分布和邏輯斯諦分布P大于0.05，但對數正態分布擬合RMSE 為11.2，擬合精度較差。對數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據物種敏感度分布曲線的擬合模型，根據邏輯斯諦曲線上HC5為0.35 μg/L，推導得出長期淡水生物水質基準為0.12 μg/L。

圖2 慢性數據模型擬合曲線Fig.2 Fitting curve of the chronic data model

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

2.2 生態風險評估

按照檢索方案收集和整理的國內外公開發表文獻[11-40]中我國主要淡水水體林丹濃度數據，并按流域進行分類。中國淡水水體中林丹賦存數據在文獻中主要分布于1998—2021 年，但2019 年禁止林丹使用后，公開發表的林丹污染文獻數據尤為缺乏。通過分析林丹在七大流域空間變化，發現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重。

長江流域〔圖3(a)〕中太湖的急性風險商值為所有淡水水體中的最大值，風險最大，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跳河的急慢性毒性RQ 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險商值Fig.3 Risk quotient of lindane in Chinese river basins

收集文獻中我國主要淡水水體林丹濃度數據見表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 構建

2.3.1 文獻計量學分析結果

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

2.3.2 AOP 構建結果

基于文獻計量學分析結果，確定林丹淡水生物毒性的有害結局，反推造成該有害結局的關鍵事件和分子起始事件，構建林丹肝損傷AOP、林丹生殖損傷AOP 和林丹神經損傷AOP（圖4）。

圖4 林丹水生生物的有害結局路徑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）結合[41]，從而引發一系列關鍵事件：活性氧（ROS）增多，同時抗氧化機制被削弱，導致細胞內產生大量自由基，發生脂質過氧化反應[42]；細胞發生氧化應激反應，使線粒體損傷和肝細胞壞死，最終導致肝損傷的有害結局[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系統中的受體結合，使下丘腦-垂體系統的促性腺激素分泌，性腺指數（GSI）降低[44]，影響卵子、精子正常發生，導致卵子、精子數量和質量下降、睪丸比重下降[45]。

林丹淡水水生生物神經損傷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，之后的關鍵事件為GABA 受體構象改變，阻滯神經細胞的氯離子通道，干擾中樞神經系統正常功能，引起神經和肌肉的過度興奮[46]。該通路的最終有害結局體現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 國內外林丹淡水生物水質基準比較

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

我國目前尚未制定林丹淡水水生生物水質基準值，若直接引用或參照歐美發達國家的基準推導方法或基準值進行生態風險評估可能造成環境過保護或欠保護的結果。從表7 可見，國內目前關于林丹基準值的研究結果均高于歐美國家基準值，可能由于我國與國外物種分布的區別，導致在推導基準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值，可能在實際工作中造成過保護，極大增加經濟社會成本；而我國現行的地表水標準林丹限值為2 μg/L，可能導致水生生物慢性暴露以及對生態位重要物種的欠保護。

表7 林丹水質基準值比較Table 7 Comparison of water quality criteria values of lindane μg/L

國內研究多采用USEPA-SSD 法和EU-SSD 法[54]的毒性數據篩選方法，其參考美國和歐盟水質基準指南方法學進行，數據篩選中未對化合物純度和慢性毒性數據中動植物的暴露時間加以限制。國內研究SSR-SSD 法[55]在數據篩選中考慮了慢性毒性暴露時間，以14 d 以上EC50或LC50毒性測試終點值及NOEC 和LOEC 慢性毒性測試終點值優先。本研究數據篩選嚴格按照HJ 831—2022 方法，對受試物純度進行了限制（大于95%），慢性毒性數據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），并且根據慢性毒性數據的優先性MATC＞EC20＞EC10=NOEC＞LOEC＞EC50＞LC50進 行篩選，對同一物種的同一毒性終點試驗數據之間相差10 倍以上的離群值進行判斷剔除。此外，國內研究USEPA-SSD 法、EU-SSD 法與SSR-SSD 法中入選進入基準推導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 個入侵物種毒性數據[56]。

3.2 林丹生態風險評價的比較

我國流域水體已普遍受到林丹污染，為有效保護淡水水生生物，評估流域水體林丹暴露的生態風險十分必要。依據本研究獲得的林丹淡水生物水質基準值，以商值法對我國主要淡水水體中林丹生態風險展開評價，結果顯示，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）等水體林丹生態風險處于高風險水平。國內外目前的研究結果也顯示，林丹雖然禁用，但是其遺留的水體生態風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風險（RQ 為9.33）[59]，揚州城區古運河的林丹具有高度風險[55]，巢湖、烏江、白洋淀、會仙濕地等淡水水域具有中等風險[55]。聯合國糧食及農業組織（FAO）數據顯示，亞洲哈薩克斯坦、孟加拉國、菲律賓、緬甸農藥用量呈增長趨勢，印度近20 年農藥用量也大幅增長。哈薩克斯坦錫爾河的林丹急性生態風險評價結果顯示RQ 最高接近100，生態風險極大[57]。印度林丹生態風險評價結果顯示，恒河全域具有中等風險[58]。鑒于林丹的生產和應用導致全球范圍的環境污染，歐盟為解決歐洲歷史遺留的林丹污染問題成立了專項計劃“歐盟六氯環己烷項目”，呼吁世界各國合作解決林丹殘留所帶來的生態風險問題[61]。

表8 淡水水體林丹生態風險評價比較Table 8 Comparison of ecological risk assessment of lindane in freshwater water at home and abroad

商值法在國內外已被廣泛應用于生態風險評價，WQC 或PNEC 均通過實驗室不同物種的毒性數據構建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據并不相同，嚴重降低了生態風險評價結果的可比性，并且有限物種的毒性數據外推到實際生態系統也會增加生態風險評價中的不確定性。因此，我國目前亟待制定并發布林丹淡水水生生物水質基準，統一我國淡水水體中林丹生態風險評價的WQC，從而使得不同研究或不同水體的林丹生態風險評價結果更為權威，進而能夠將生態風險評價結果應用于生態環境管理政策的制定。

3.3 促進AOP 在生態風險評價中的應用

有害結局路徑（AOP）可以識別過度接觸外源化學物質導致有害結局事件之間的關聯事件，在2010 年被Ankley 等[62]引入生態毒理學領域。US EPA 最先將從化學物暴露到不良結局的生物途徑上一系列關鍵事件的生物作用模式概念引入環境保護領域。OECD 于2012 年啟動了AOP 構建計劃[63]，在2013年發布了AOP 開發和評估指南和模板[64]，正式提出并規范了AOP 的構建方法。OECD 所發布的指南文件中將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節開始，通過識別和描述中間的關鍵事件及因果關系，從而構成完整的AOP 框架[65]。

本研究初步構建了林丹水生生物的肝臟毒性、生殖毒性和神經毒性3 條AOP，未來需要針對該3 條通路的證據權重和可信度進行深入評估，并且對該3 條通路的定量評價部分進行深入探討。目前除OECD 相關指導文件對AOP 的創建與評估進行介紹之外，AOP 依舊處于初級發展階段，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。目前生態風險評價的毒性效應終點仍然為一般毒性效應終點（MATC、EC10、EC20、NOEC、LOEC、EC50和LC50等），而AOP 詳細描述了污染物質對生物從基因、細胞、組織、器官和個體的相互關聯間的影響，可為未來精細化生態風險評價提供科學依據，并且AOP 應用于具有協同和拮抗效應的混合污染物的風險評估也是未來需要重點關注的研究領域。

4 結論

（1）按照HJ 831—2022 制定文獻檢索方案并篩選毒性數據，采用“國家生態環境基準計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基準值為6.15 μg/L，長期淡水生物水質基值為0.12 μg/L。

（2）依據本文獲得的林丹基準值對我國主要淡水水體中林丹生態風險評價結果顯示，我國部分淡水水體中林丹處于高風險水平，應重視林丹二次釋放和暴露風險。

（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系統中的受體結合，林丹神經損傷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 通路應用于環境風險評價仍處于探索階段，亟待加強研究，為保護水生生物、人體健康及生態環境安全提供更具針對性的數據支撐。