于 洋，鄭玉婷，趙 靜，蔣京呈，田 祎，張麗麗，張 楠

(1.環(huán)境保護部固體廢物與化學品管理技術(shù)中心，北京 100029；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)藥檢定所，北京 100125)

我國是農(nóng)藥生產(chǎn)和消費大國，農(nóng)藥施用后會廣泛分布于空氣、水和土壤中，一部分農(nóng)藥可能經(jīng)地表徑流等途徑進入周邊河流或湖泊，并可能對水生態(tài)系統(tǒng)造成不可接受風險。目前，我國部分河流和湖泊中監(jiān)測到農(nóng)藥殘留物的存在[1]，尤其是南方種植區(qū)常常比鄰魚塘等水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)，一旦高環(huán)境風險農(nóng)藥進入魚塘，可能帶來不可挽回的經(jīng)濟損失。開展農(nóng)藥地表水環(huán)境風險評估，識別出對水環(huán)境具有不可接受風險的農(nóng)藥，并采取科學合理的防控措施，從源頭上減少風險，是農(nóng)藥環(huán)境管理的關鍵。

農(nóng)藥環(huán)境管理需要依靠科學的風險評估技術(shù)，而農(nóng)藥的風險通常用環(huán)境暴露濃度與效應閾值的函數(shù)來表征[2]。農(nóng)藥的效應閾值可以通過外推預測無效應濃度(PNEC)實現(xiàn)，這個過程通常包括危害性識別和危害性表征兩個工作步驟。通過危害性識別，確定農(nóng)藥因其固有屬性造成的生態(tài)環(huán)境危害；通過危害性表征，估算農(nóng)藥對目標環(huán)境介質(zhì)的PNEC。我國《化學物質(zhì)風險評估導則》(以下簡稱導則)[3]和《農(nóng)藥登記環(huán)境風險評估指南》(以下簡稱指南)[4]提出了計算化學物質(zhì)及農(nóng)藥PNEC的不同方法，但國內(nèi)鮮有學者應用導則的方法推導常用農(nóng)藥的PNEC。一些學者應用美國EPA開發(fā)的PBT profiler獲得水生生物慢性數(shù)據(jù)，采用評估因子法，推導出莠去津、乙草胺、敵敵畏、撲草凈和惡草酮等農(nóng)藥的PNEC值[5～6]。這種方法雖操作簡單，在危害數(shù)據(jù)缺失的情況下，可以快速預測化學物質(zhì)的危害效應。但這種方法也有弊端，因危害數(shù)據(jù)來源于QSAR預測模型，其數(shù)據(jù)可靠性大幅下降，推導的PNEC可能對水生生物欠保護[7～9]。

本研究采用導則和指南推薦的方法，結(jié)合數(shù)據(jù)檢索法、文獻調(diào)研法和評估因子法推導了代森錳鋅、敵敵畏和百菌清3種農(nóng)藥水生態(tài)系統(tǒng)PNEC值，旨在為我國農(nóng)藥水生態(tài)環(huán)境安全閾值的制定以及地表水環(huán)境風險評估提供參考。

1 研究方法

1.1 采用評估因子外推預測無效應濃度(PNEC) 采用數(shù)據(jù)檢索法，獲得代森錳鋅、敵敵畏和百菌清3種農(nóng)藥的水生生物毒性數(shù)據(jù)。采用評估因子外推法，參考指南的方法，推導3種農(nóng)藥對水生生物的預測無效應濃度(PNECx，x由具體物種名稱表示)；參考導則的方法，推導3種農(nóng)藥水環(huán)境預測無效應濃度(PNECs)。

1.2 采用物種敏感性分布(SSD)外推預測無效應濃度 按照指南中的方法，采用生態(tài)毒理學研究得出的終點及相應的不確定因子(UF)，利用RIVM的ETX2.1進行SSD分析，根據(jù)曲線計算PNECsw-h。

1.3 生態(tài)毒性數(shù)據(jù)收集與篩選

1.3.1 數(shù)據(jù)收集 采用數(shù)據(jù)檢索法，調(diào)查3種農(nóng)藥水生生物的毒性數(shù)據(jù)。數(shù)據(jù)全部來自生態(tài)毒理學數(shù)據(jù)庫(ECOTOX)[10]、危險物質(zhì)數(shù)據(jù)庫(HSDB)[11]、毒理學數(shù)據(jù)網(wǎng)(TOXNET)[12]和化學物質(zhì)全球信息門戶(eChemPortal)[13]。

1.3.2 數(shù)據(jù)處理 在急性毒性數(shù)據(jù)選擇方面，藻類采用72h以上的半數(shù)抑制濃度(EC50)或半數(shù)致死濃度(LC50)，水溞采用48h EC50或LC50，魚類采用96h LC50，甲殼類采用96h LC50；慢性毒性指標采用水生生物的無觀察效應濃度(NOEC)。所有數(shù)據(jù)優(yōu)先采用經(jīng)過同行評審的數(shù)據(jù)，并注明數(shù)據(jù)出處。

2 結(jié)果與分析

2.1 評估因子法外推結(jié)果

2.1.1 代森錳鋅地表水預測無效應濃度估算 檢索到代森錳鋅對藻、溞、魚三個營養(yǎng)級水生生物的急、慢性毒性數(shù)據(jù)(表1)。因此選擇UF 100計算PNEC溞急和PNEC魚急；選擇UF 10計算PNEC藻慢、PNEC溞慢和PNEC魚慢；選擇UF 10計算PNECs。結(jié)果表明，PNEC溞急為0.005 80mg/L[15]、PNEC魚急為0.004 00mg/L[16]、PNEC藻慢為0.003 30mg/L[22]、PNEC溞慢為0.000 730mg/L[22]、PNEC魚慢分為0.000 220mg/L[22]、PNECs為0.000 220mg/L[22]。

2.1.2 百菌清地表水預測無效應濃度估算 檢索到百菌清對藻、溞、魚3個營養(yǎng)級水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)，沒有檢索到慢性毒性數(shù)據(jù)(表2)。因此，選擇UF 100計算PNEC溞急和PNEC魚急，選擇UF 1 000計算PNECs。結(jié)果表明，PNEC溞急為0.000 700mg/L[25]，PNEC魚急為0.000 105mg/L[26]，PNECs為0.000 010 5mg/L[27]。

表2 百菌清對水生生物的急性和慢性毒性數(shù)據(jù)

2.1.3 敵敵畏地表水預測無效應濃度估算 檢索到敵敵畏對溞、魚兩個營養(yǎng)級水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)，沒有檢索到慢性毒性數(shù)據(jù)(表3)。因此，選擇UF 100計算PNEC溞急和PNEC魚急。

結(jié)果表明，PNEC溞急為0.000 000 700mg/L[31]；PNEC魚急為0.001 00mg/L[32]。由于僅獲得溞、魚2個營養(yǎng)級水生生物急性毒性數(shù)據(jù)，因此無法推導計算PNECs。

表3 敵敵畏對水生生物的急性和慢性毒性數(shù)據(jù)

續(xù)表

2.2 物種敏感性分布法擬合結(jié)果

2.2.1 SSD擬合條件分析 根據(jù)指南，當具有多個物種的毒性終點時，可用SSD法回歸得到HC5，然后再外推出預測無效應濃度。SSD法采用的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)終點有最少物種數(shù)量限制，分別基于供試生物的L(E)C50[14～40]，代森錳鋅、百菌清不符合初級生產(chǎn)者和無脊椎生物開展SSD法關于最少物種數(shù)量的限制條件，敵敵畏不符合初級生產(chǎn)者開展SSD法關于最少物種數(shù)量的限制條件，因此，代森錳鋅、百菌清2種農(nóng)藥開展脊椎生物SSD擬合，敵敵畏開展脊椎生物和無脊椎生物的SSD擬合。

2.2.2 SSD擬合結(jié)果 基于ETX2.1繪制了SSD曲線，LC50數(shù)據(jù)組均符合正態(tài)分布(圖1-4)。

圖1 代森錳鋅SSD模型擬合曲線和概率密度函數(shù)(脊椎生物)

圖2 百菌清SSD模型擬合曲線和概率密度函數(shù)(脊椎生物)

圖3 敵敵畏SSD模型擬合曲線和概率密度函數(shù)(脊椎生物)

圖4 敵敵畏SSD模型擬合曲線和概率密度函數(shù)(無脊椎生物)

基于脊椎動物和無脊椎生物的L(E)C50，采用SSD方法分別計算3種農(nóng)藥的HC5，代森錳鋅、百菌清選擇UF 9，敵敵畏選擇UF 9和3，(表4)結(jié)果表明，代森錳鋅、百菌清的PNECsw-h分別為41.784、1.190μg/L；敵敵畏PNECsw-h為13.081μg/L(脊椎生物)、0.002 62μg/L(無脊椎生物)，敵敵畏對無脊椎生物更敏感。

表4 SSD方法推導的PNEC值

采用SSD擬合得到的代森錳鋅PNEC與采用評估因子法外推的PNEC存在差異，可能有3個原因。一是收集到的水生生物危害效應數(shù)據(jù)不符合開展SSD的最低條件，代森錳鋅未能外推出初級生產(chǎn)者和無脊椎生物的HC5，而初級生產(chǎn)者或無脊椎動物可能比脊椎動物對代森錳鋅更敏感。二是采用SSD擬合到的HC5是通過物種敏感性分布得出的對5%物種存在危害的濃度值[4]，而評估因子法則基于“現(xiàn)實最壞情況”假設選擇最敏感物種的毒性效應值外推得到，前者理論上應該高于后者。三是采用SSD法擬合的代森錳鋅HC5(脊椎生物)基于急性毒性數(shù)據(jù)，而采用評估因子法外推的PNEC基于急性和慢性毒性數(shù)據(jù)。

3 討論

在外推PNEC時，應在3個方面進行分析。

3.1 在毒性終點選擇方面 導則基于最壞情況假設(worse case)選擇“最敏感生物”外推PNEC，而指南在推導PNEC值時規(guī)定“當同一物種具有多個毒性終點時取幾何平均值”。這兩種方法均有道理，前者外推的PNEC值更保守，其保護目標是水生態(tài)系統(tǒng)中所有的水生生物；后者則更“現(xiàn)實”，因為真實的水生態(tài)環(huán)境中，最壞情況可能不會發(fā)生，基于最敏感生物外推PNEC可能導致“過保護”?？紤]到風險表征總是表現(xiàn)為“暴露值”與“效應閾值”的函數(shù)，因此PNEC應圍繞“暴露值”進行選擇，如果暴露值基于保守模型預測得到，那么PNEC應該使用保守的閾值，反之，如果暴露值更接近于實際環(huán)境賦存情況，那么過于保守的PNEC就不合時宜了。

3.2 在受試物種選擇方面 兩個指南均未對水生生物物種選擇提出具體要求，但是在選擇受試物種時要有所取舍，盡可能的選擇我國本土水生生物，這樣更有實際意義，因此本研究在外推PNEC時舍棄了黑頭呆魚等非中國本土特有的外來物種。此外，本研究外推得到的PNEC值全部基于國外數(shù)據(jù)庫中水生生物毒性參數(shù)，如果應用我國馴養(yǎng)供試生物的試驗數(shù)據(jù)修訂本研究外推的PNEC，可能會更有現(xiàn)實意義。

3.3 在數(shù)據(jù)分析方面 所有引用的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)均應有明確的測試終點、測試時間以及對測試階段或指標的詳細描述。如在測試時間選擇方面，藻類急性毒性指標至少為72h以上的EC50或LC50，水溞急性毒性指標采用48h EC50或LC50，魚類急性毒性指標采用96h LC50。