淡水水生態基準方法學研究：繁殖/生殖毒性類化合物水生態基準探討

金小偉，王子健, 王業耀， 劉娜

1. 中國環境監測總站，北京 100012 2. 中國科學院生態環境研究中心，北京 100085 3. 中國地質大學(北京), 北京 100083

淡水水生態基準方法學研究：繁殖/生殖毒性類化合物水生態基準探討

金小偉1，王子健2,*, 王業耀1， 劉娜3

1. 中國環境監測總站，北京 100012 2. 中國科學院生態環境研究中心，北京 100085 3. 中國地質大學(北京), 北京 100083

繁殖/生殖毒性類化合物由于特殊的毒理作用模式(mode of action, MOA)，通過影響生物繁衍影響到種群和群落，因此依靠基于急、慢性毒性測試終點和傳統基準推導方法推導的水生態基準值并不能夠為水生生物群落結構提供足夠的保護。本文根據文獻資料，分析了推導此類化合物水生態基準時的關鍵科學問題，包括繁殖/生殖毒性類化合物MOA，毒性數據類型，受試物種選擇，以及不同生命階段、多代毒性測試和測試終點的判別和選擇。并用所收集的壬基酚數據，嘗試推導了基于水生生物生殖毒性的水生態基準值。研究得出基于生殖毒性的壬基酚預測無觀察效應濃度(PNEC)值為0.12 μg·L-1，其數值比美國環境保護局根據傳統基準方法推導的基準持續濃度(CCC)的6.59 μg·L-1低了近50倍。因此，基于其繁殖毒性(包括產卵量、受精率、孵化率、多代效應以及種群變化等)的實驗結果更適合用于具有繁殖/生殖毒性污染物水生態基準的推導。

壬基酚；內分泌干擾物；淡水生物；繁殖/生殖毒性；水質基準

具有繁殖/生殖毒性的環境污染物主要是環境內分泌干擾物，對水生生物(尤其是魚類)的生殖系統，包括其排卵、生精，從生殖細胞分化到整個細胞發育、胚胎發育導致不同程度的損害，引起生殖系統功能和結構的變化；并因此影響生殖/繁殖能力、雄性化或雌性化，進而累及子代繁衍，影響到整個水生生物群落結構，破壞水生態系統的完整性。越來越多的證據表明，許多具有內分泌干擾效應的外源性化學物質，如工業、農業排放和生活污染源中的內分泌干擾物，通過不同途徑進入水生生態環境中。例如，人工合成的乙烯雌酚(diethylstilbestrol, DES)開始進入臨床，并在20世紀60—70年代被頻繁使用以防止流產，然而幾十年后發現服藥的女性易患乳腺癌，其子女也易患生殖系統癌癥[1]。20世紀40年代，人們發現白三葉植株中含有香豆素衍生物等植物雌激素，食用這種植物的綿羊不孕率及生殖系統疾病發病率上升[2]。20世紀70—80年代，隨著工農業快速發展，人類向環境中排放了大量農藥、工業廢水等，進而引發了大量生物生殖發育異常現象，美國佛羅里達州Apopka湖5年間90%的短吻鱷(Alligator spp)消失，剩余雄鱷陰莖長度只為正常的75%，體內睪丸酮含量顯著下降，雌鱷的子宮及卵泡異常，在其蛋黃里檢測出二氯二苯三氯乙烷(DDT)和二氯苯基二氯乙烯(DDE)[3]。近年來，有關通過生活污水排放進入天然水體的藥物和個人護理用品(pharmaceuticals and personal care products, PPCPs)類物質的文獻報道越來越多，導致如英國城市污水處理廠下游河流中捕獲到具有雌雄兩性特征斜齒鳊魚(R. rutilus)，日本東京附近多摩川中貝類具有兩性特征，鯉魚生殖器畸形[4]。這些PPCPs類物質中，類雌激素已被證實可引起水體中雄性魚的卵黃蛋白原增加，并出現明顯的雌性化[5-7]。研究表明，即使出水中含有1 ng·L-1低劑量的人工合成雌激素17a-乙炔基雌二醇(EE2)，也會干擾正常的內分泌，并導致魚類的雌性化[8]。同時，Gooding等[9]研究了多環麝香對淡水中幼期河蚌的毒性試驗，發現佳樂麝香(HHCB)和吐納麝香(AHTN)對河蚌的繁殖和生長有一定程度的抑制。另有研究表明，HHCB可以通過江豚胎盤轉移至胎兒體內[10]。孫立偉等[11]研究發現來曲唑在低劑量下就能夠對青鳉魚(Oryzias latipes)的生殖和早期發育產生明顯的影響。查金苗等[12]發現在連續三代暴露于0.2 ng·L-1乙炔基雌二醇后，稀有鮈鯽(Gobiocypris rarus)雄性個體完全消失。這些初步的研究結果揭示出這些具有內分泌干擾效應、生殖/繁殖毒性效應[13]物質的毒理學作用機制不同于基線毒物，對其環境管理也成為一項十分復雜的任務。

水生態基準作為建立水質標準的科學基礎和水環境管理的重要依據，成為國內目前研究的熱點[14-17]。然而針對繁殖/生殖毒性類化合物(chemicals causing reproductive toxicity, CCR)，由于其特殊的毒理作用模式，目前尚沒有完善的水生態基準推導方法。Caldwell等[18]從39篇已發表的文獻中整理了29個水生物種基于生殖效應的慢性毒性數據，并利用物種敏感度分布曲線法推導了17α-乙炔雌二醇(EE2)的預測無觀察效應濃度(predicted no effect concentration, PNEC)值為0.35 ng·L-1。而當毒性數據不足時，按照傳統的生存或生長抑制為測試指標推導的EE2的PNEC值0.13 mg·L-1，比基于生殖效應推導的結果高出幾十萬倍。美國環境保護局(US EPA)于2005年制定了關于壬基酚(nonyl phenol, NP)水生態基準的綱領文件中規定，由于慢性毒性數據的缺乏，利用急慢性毒性比的方法計算獲得基準持續濃度(criteria continuous concentration, CCC)，規定長期持續暴露可接受的壬基酚CCC為6.59 μg·L-1[19]。部分學者的研究顯示當NP的濃度為1 μg·L-1甚至更低0.1 μg·L-1時會對水生生物的生殖系統產生不同程度的影響[20]。同時一些學者認為傳統的US EPA水生態基準的推導方法已經過于陳舊，使用急慢性比的方法預測慢性毒性結果一直存在爭議，因為在一定程度上，利用平均急慢性比不能夠準確地從急性毒性結果外推到慢性毒性結果[21-22]。隨著科學研究的不斷發展，內分泌干擾物質以及其他激素類物質的在水體中被檢測出來，不斷的有新的化合物被發現有生殖毒性效應，研究發現僅僅依靠傳統基準推導方法和毒性測試終點推導的水生態基準值并不能夠為水生生物提供足夠的保護。

在脊椎動物體內，生殖受下丘腦-垂體-性腺軸(hypothalamic-pituitary-gonadal axis)的調控[23]。除了核心的雌激素和雄激素，該系統還包含更多的組織及生化機制來支配脊椎動物的性發育，成熟和繁殖。繁殖/生殖毒性類化合物的干擾不限于直接結合到雌激素或雄激素受體，同時也包括在整體生化路徑的相互作用。和其他麻醉毒性類化合物以及親電物質不同，HPG活性化合物往往具有與生化途徑中的特定分子靶特異性的相互作用。繁殖/生殖毒性類化合物的靶特異性往往也決定了這類化合物水生態基準的推導，這類化合物往往具有較小的急性毒性，卻即使在較低劑量的暴露下有明顯的慢性或亞致死效應[24-25]。這直接影響到水生態基準推導過程中急慢性比(acute to chronic ratios, ACRs)方法的使用。傳統化合物的ACRs約為10[13, 26]，與此相反，EE2和17β-trenbolone(孕三烯酮)針對魚類實驗獲得的ACRs范圍從1 000至大于300 000[27]。繁殖/生殖毒性類化合物的靶特異性同時有可能影響不同生物類群對特定作用模式(mode of action, MOA)的敏感性差異。一些生物作用途徑(如能量代謝)通常存在于所有的生物體，而有的可能是特定于某些親緣群體。基于HPG軸的控制生殖功能往往適用于脊椎動物，而對于低分類群，如無脊椎動物則具有不同的內分泌系統結構和功能。Segner等[28]研究證明對于EE2，魚類比無脊椎動物更為敏感。因此在EE2水生態基準的推導過程中，魚類慢性毒性數據所起的作用至關重要。此外，特定的作用模式也會影響毒性試驗結果的表達，即使是潛在的敏感物種。HPG活性化合物對生物全生命周期的實驗過程中一般有2個敏感的階段：幼體發育性分化階段和成熟個體繁殖階段[29]。因此，繁殖/生殖毒性類化合物毒性試驗過程中選擇敏感的測試階段尤為重要。

本文針對繁殖/生殖毒性類化合物特殊的作用模式，通過探討繁殖/生殖毒性類化合物水生態基準推導過程中需要注意的關鍵科學問題，如：毒性數據類型，受試物種選擇，以及不同生命階段、多代毒性測試和測試終點的判別和選擇等。并以壬基酚為例，基于生殖毒性結果推導壬基酚預測無觀察效應濃度值，以期為繁殖/生殖毒性類化合物水質基準的制定和風險管理提供科學依據。

1 繁殖/生殖毒性類化合物水生態基準推導關鍵科學問題

1.1 毒性數據類型的判別

在推導水生態基準時，急性毒性數據一般有2個用途：(1)用于直接推導短期暴露基準(或基準最大濃度，criteria maximum concentration, CMC)；(2)當慢性毒性數據不足時，用最終急慢性比(final acute to chronic ratio, FACR)的方法推導長期暴露基準(或基準持續濃度，criteria continuous concentration, CCC)。然而從理論上講，對于一些特殊污染物，如果短期暴露基準超過長期暴露基準的96倍，則一般認為使用長期暴露基準更適合于此類化合物的限值。因為這標準的實施過程中，CMC和CCC分別被定義為1 h和4 d的平均時間內污染物濃度不可超過的標準限值[30]。如果它們之間的差距超過96倍，當污染物濃度不超過CCC的條件下理論上也不會超過CMC[31]。因此對于這一類急性毒性和慢性毒性結果存在極端差異的特殊污染物，在推導水生態基準時只推導一個長期暴露基準似乎更為合理。

由于急性毒性和慢性毒性的致毒機制不同，使得繁殖/生殖毒性類化合物具有獨特作用模式以及較大的ACR。另外，不同生物類群生物對繁殖/生殖毒性類化合物急慢性毒性的敏感性也存在差異[28]，從而增加了FACR方法的不確定性。因此，從水生態基準方法學的角度看，一旦ACR高于10[31]，尤其是針對繁殖/生殖毒性類化合物似乎不宜使用最終急性值(FAV)除以FACR來推導CCC。我們推薦使用更直接的慢性毒性數據(如繁殖毒性以及多代效應)的結果來推導最終的長期暴露基準。

1.2 受試物種的判別

為了提高水質基準的準確性，用于推導水質基準的數據必須滿足一定的生物類群數量的要求，從而能夠為不同類群水生生物都提供足夠的保護[15]。如1.1所述，繁殖/生殖毒性類化合物由于特殊的MOA以及較大的ACRs，因此不適合用FACR來推導長期暴露基準，而只能利用純粹的慢性毒性實驗結果。當慢性毒性數據量不能滿足推導長期暴露基準最少的數據量(如US EPA規定的三門八科)需求時，則需要判別哪些受試生物(或測試終點)比較敏感，而對于不敏感的生物則沒有必要測定慢性毒性值。

對于未知作用模式的污染物，判斷對哪一類生物類群的敏感性較高需要大量的實驗數據來證明和判斷。而對于具有特殊作用模式的繁殖/生殖毒性類化合物，我們也可以根據這種方法來判斷不同生物對污染物的敏感性[32-33]。US EPA推導水質基準的方法規定利用4個最敏感物種的數據來推導水質基準[30]，由于一些不敏感種屬的毒性數據對最終的基準結果影響較小，因此只需要足夠的敏感物種的毒性數據。以EE2為例，研究證明對于EE2，魚類相比無脊椎動物更為敏感[28]。因此在考慮EE2水生態基準的推導過程中，魚類慢性毒性數據對最終的基準值所起的作用至關重要。由于無脊椎動物的毒性數據對最終基準結果影響較小，因而可以減少不必要的實驗浪費。同時，當某一污染物的毒性數據不足時，可以用相似作用模式污染物的毒性數據輔助判斷生物類群的敏感性差異，比如EE2和E2同作為雌激素類物質對水生生物有著相同的MOA，如果EE2的慢性毒性數據較少時，對于E2敏感的生物類群可以被認定為對EE2也有著相似的結論。

此外，從生物多樣性和地理分布差異的角度出發，不同地區的物種敏感度分布也存在差異。因此，許多國家在推導水生態基準時規定使用本土物種的毒性測試數據[30, 34-36]。如US EPA特別規定在制定水生生物基準時不能使用北美地區以外的物種，以免影響到美國基準的正確性。然而，由于繁殖/生殖毒性類化合物針對本土魚類的慢性數據較少，尤其是一些生命周期較長的魚類。因此對于一些非本土的國際通用模式魚類的慢性毒性數據也可以用來推導水生態基準。比如斑馬魚和青鳉魚，這2種魚類已經被OECD認定為評價內分泌干擾類化合物的標準受試物種[29]。同時它們也具有非常豐富的毒性數據庫。因此，為了保持國際統一性以及協調一致，這類被國際認可的模式物種在推導水生態基準時應該賦予和本土物種相同的權重。

1.3 慢性毒性測試階段和終點的判別

通常用于推導長期暴露基準的慢性毒性測試包括脊椎動物和無脊椎動物的全生命周期實驗(從F0到F1代)，以及魚類的部分生命周期實驗(從成魚到下一代幼魚)和生命早期階段實驗(從胚胎到幼魚)。Mckim等[37]研究證實生命早期階段的實驗結果可以被用來作為慢性毒性的實驗結果，同時有研究表明可以用生命早期階段實驗結果推算全生命周期的實驗結果(通常除以系數2)。然而對于一些特殊的化合物，比如具有繁殖/生殖毒性的EE2，可能更多地會影響生命早期階段之后性成熟階段的生殖或者更早的生命階段(如胚胎性分化和性發育)。這表明對于這一類特殊的化合物不能用生命早期階段的試驗來替代全生命周期的實驗。同時，一些研究報道，暴露在很低劑量的內分泌干擾物雖然不會對當代生物產生不良的影響，但是通常會對下一代或者更低代的生物產生影響[38]。如果這種情況比較普遍，這也就意味著即使全生命周期的實驗也可能會低估這類化學品的慢性毒性，造成對水生生物保護不足的現象。然而，在目前的條件下我們沒有足夠的證據要求對在推導水生態基準時一定要使用多代測試實驗數據，除非對于某些特別的化合物有足夠的信息證明如果不使用多代實驗數據會對水生生物保護不足。因此對于常見的繁殖/生殖毒性類化合物在推導水生態基準的過程中，慢性毒性實驗需要考慮性成熟階段對生殖的影響以及早期階段對胚胎性分化和發育的影響。

制定水質基準的目的是為了“保護水生生物及其用途”，生物的生存、生長和繁殖常被作為評價標準來實現這一保護目標[30]。因為這些效應很容易和群落效應關聯起來，所以也常被用來推導水質基準用于保護整個生態系統。然而當生物暴露于毒性污染物，一些生物響應不僅發生在生物個體水平(如行為學)，也有可能發生在更低水平的生物組織(如生化和病理學)。而目前對于這些測試終點和保護目標之間的關系尚不清楚。研究證明繁殖/生殖毒性類化合物可能在生物不同的水平產生不同的影響，然而一個重要的挑戰是如何建立這些不同水平的響應與生物種群變化之間的關系。針對影響到脊椎動物下丘腦-垂體-性腺軸(HPG軸)的可能的測試終點包括：生化指標(如卵黃蛋白原、雌二醇、睪酮等)；組織病理學指標(如精原細胞比例、雌雄兼性的比例等)；形態學指標(如第二性征)；行為學指標等。這些指標通常被分為2類，一類是指當毒性暴露終止之后對生物個體產生生殖和發育的影響是不可逆的，如性逆轉、雌雄兼性等；另一類指暴露終止后個體可能恢復到之前的狀態，如行為學、第二性征、卵黃蛋白原等。針對繁殖/生殖毒性類化合物水生態基準推導過程中非常規慢性毒性數據的使用，一個基本的判別原則為是否能夠和水生態基準的保護目標以及生物種群的變化有本質的聯系(如性別比例的改變)[31]。其他內分泌敏感的指標(如卵黃蛋白原、雌雄兼性)在通過檢驗之后若等同于生物學意義上重要的測試終點(如繁殖力)，比如通過全生命周期試驗驗證，以及其他具有相同作用模式的化合物(EE2或17β-雌二醇(E2))的毒性結果的驗證，可以被用于繁殖/生殖毒性類化合物水生態基準的推導。

2 基于生殖毒性的壬基酚水生態基準推導

壬基酚(nonylphenol, NP)是一種多用途的非離子表面活性劑，是烷基酚類化合物中有代表性的環境污染物，其化學性質穩定、難降解。被廣泛應用于農藥乳化劑、日用洗滌劑、橡膠塑料的防老劑以及防腐劑等方面。壬基酚在水環境中廣泛分布，而且有可能通過生物富集。由于壬基酚在世界上的廣泛使用，在日本、美國、德國、韓國等國家的河水與河底淤泥中均有檢出[39-41]。同樣壬基酚在我國水體環境中的分布范圍較廣[42-44]。研究表明，壬基酚是一種環境內分泌干擾物，具有類雌激素效應[45-48]。當暴露濃度在5 μg·L-1以上時，即可對稀有鮈鯽的性腺指數、激素含量以及組織水平產生明顯的影響[6]。科學家們推測，近年來出現的人類精子數量下降、隱睪和尿道下裂等疾病發生率上升，以及某些水生生物發生性別畸形現象都可能與環境中包括壬基酚在內的某些化學物質對生物體的正常代謝、生殖、發育等功能產生嚴重干擾有關[49]。因此對這一污染物產生的危害效應識別以及其存在的生態風險管理引起了人們廣泛的關注和重視[50]。我國目前尚沒有壬基酚的水質標準。

針對繁殖/生殖毒性類化合物的特殊性，直接篩選慢性毒性數據推導壬基酚的長期暴露基準。壬基酚對淡水水生生物的毒性數據主要來自于現有的毒性數據庫(例如，ECOTOX數據庫http://cfpub.epa.gov/ecotox/)[51]，以及已發表的文獻等。受試生物以魚類的繁殖毒性以及種群變化的數據為主，其他生物類群的生物的生殖毒性數據作為補充。基于生殖毒性的測試終點包括生殖力、受精率、孵化率、性腺指數以及多代效應等。慢性毒性數據評價終點為無觀察效應濃度(no observed effect concentration, NOEC)，當未搜索到NOEC值時，可用最大可接受濃度(maximum acceptable toxic concentration, MATC)，最低可觀察效應濃度(lowest observed effect concentration, LOEC)或ECx來替代，并在數據中標注(表1)。毒性數據篩選一般遵循3個原則：精確性、適當性、可靠性[18,52]。

表1 壬基酚對不同類群水生生物的繁殖毒性結果

注：NOEC為無觀察效應濃度；LOEC為最低可觀察效應濃度；EC10為10%效應濃度。

Note: NOEC stands for no observed effect concentration; LOEC stands for lowest observed effect concentration; EC10stands for effective concentration at 10%.

物種敏感度分布曲線法(SSDs)常被用于生態風險評估中的效應評估，即使用累計概率分布擬合SSD曲線來表述對某一特定生物群體不引起不良效應的最高濃度[15, 36, 61]。通常使用HC5來表示至少能夠保護95%以上物種的濃度值。本文采用荷蘭開發的ETX 2.0, RIVM程序計算50%置信度的HC5值[62]，最后將50%置信度的HC5值除以5分別計算得出壬基酚的PNEC值[63]。

圖1 基于繁殖毒性結果的壬基酚物種敏感度曲線分布Fig. 1 Species sensitivity distribution of nonylphenol based on reproductive toxicity data

依據毒性數據篩選原則，共整理到14個壬基酚對水生生物的繁殖毒性(包括產卵量、受精率、孵化率、多代效應以及種群變化等)結果，其中包括5種魚類，8種無脊椎動物和1種浮游藻類，其NOEC(ECx)值的范圍為1.0～125 μg·L-1，均值為21.24 μg·L-1。用ETX 2.0、RIVM程序計算50%置信度的HC5值0.60(95% CI 0.15～1.43) μg·L-1。從而得出基于生殖毒性的壬基酚PNEC值為0.12 μg·L-1。這一結果比US EPA推導的CCC(6.59 μg·L-1)低了近50倍[19]。歐盟關于壬基酚的生態風險評估中基于魚類的內分泌干擾數據推導出壬基酚的PNECs值為0.33 μg·L-1[64]，Lin等[65]研究結果顯示壬基酚對青鳉魚種群變化不產生明顯效應的NOECs值范圍為0.82～2.10 μg·L-1。本研究推導得出的PNEC值基本與基于魚類內分泌干擾數據推導得出的安全閾值在同一數量級，但是在數字上略小。這種差異可能是由于不同地理區域物種分布以及不同生物類群物種敏感性的差異造成。由此可見，根據壬基酚生殖毒性結果推導的PNEC值0.12 μg·L-1作為壬基酚的水生態基準值，適用于避免水生生物可能受到的生殖繁殖損傷。基于本研究中關于壬基酚水生態基準的推導與Caldwell等[18]基于生殖效應對17α-乙炔雌二醇(EE2)PNEC值的研究，我們認為針對繁殖/生殖毒性類化合物，基于其繁殖毒性(包括產卵量、受精率、孵化率、多代效應以及種群變化等)的實驗結果更適合用于具有繁殖/生殖毒性污染物水生態基準的推導[50]。

[1] 包國章, 董德明, 李向林. 環境雌激素生態影響的研究進展[J]. 生態學雜志, 2001, 20(5): 44-50

Bao G Z, Dong D M, Li X L, et al. Progress of studies on ecological effects of ecoestrogen [J]. Chinese Journal of Ecology, 2001, 20(5): 44-50 (in Chinese)

[2] Bennetts H, Uuderwood E, Shier F. A specific breeding problem of sheep on subterranean clover pastures in Western Australia [J]. Australian Veterinary Journal, 1946, 22(1): 2-12

[3] Semenza J C, Tolbert P E, Rubin C H, et al. Reproductive toxins and alligator abnormalities at Lake Apopka, Florida [J]. Environmental Health Perspectives, 1997, 105(10): 1030-1032

[4] Hennies M, Wiesmann M, Allner B, et al. Vitellogenin in carp (Cyprinus carpio) and perch (Perca fluviatilis): Purification, characterization and development of an ELISA for the detection of estrogenic effects [J]. Science of the Total Environment, 2003, 309(1): 93-103

[5] Crane M, Watts C, Boucard T. Chronic aquatic environmental risks from exposure to human pharmaceuticals [J]. Science of the Total Environment, 2006, 367(1): 23-41

[6] Zha J, Wang Z, Wang N, et al. Histological alternation and vitellogenin induction in adult rare minnow (Gobiocypris rarus) after exposure to ethynylestradiol and nonylphenol [J]. Chemosphere, 2007, 66(3): 488-495

[7] Zha J, Sun L, Spear P A, et al. Comparison of ethinylestradiol and nonylphenol effects on reproduction of Chinese rare minnows (Gobiocypris rarus) [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2008, 71(2): 390-399

[8] Kim Y, Choi K, Jung J, et al. Aquatic toxicity of acetaminophen, carbamazepine, cimetidine, diltiazem and six major sulfonamides, and their potential ecological risks in Korea [J]. Environment International, 2007, 33(3): 370-375

[9] Gooding M, Newton T, Bartsch M, et al. Toxicity of synthetic musks to early life stages of the freshwater mussel Lampsilis cardium [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2006, 51(4): 549-558

[10] Nakata H. Occurrence of synthetic musk fragrances in marine mammals and sharks from Japanese coastal waters [J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(10): 3430-3434

[11] Sun L, Zha J, Spear P A, et al. Toxicity of the aromatase inhibitor letrozole to Japanese medaka (Oryzias latipes) eggs, larvae and breeding adults [J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology, 2007, 145(4): 533-541

[12] Zha J, Sun L, Zhou Y, et al. Assessment of 17α-ethinylestradiol effects and underlying mechanisms in a continuous, multi-generation exposure of the Chinese rare minnow (Gobiocypris rarus) [J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 2008, 226: 298-308

[13] Cunningham V L, Buzby M, Hutchinson T, et al. Effects of human pharmaceuticals on aquatic life: Next steps [J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(11): 3456-3462

[14] 金小偉, 雷炳莉, 許宜平, 等. 水生態基準方法學概述及建立我國水生態基準的探討[J]. 生態毒理學報, 2009, 4(5): 609-616

Jin X W, Lei B L, Xu Y P, et al. Methodologies for deriving water quality criteria to protect aquatic life (ALC) and proposal for development of ALC in China: A review [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2009, 4(5): 609-616 (in Chinese)

[15] 金小偉, 王業耀, 王子健. 淡水水生態基準方法學研究: 數據篩選與模型計算[J]. 生態毒理學報, 2014, 9(1): 1-13

Jin X W, Wang Y Y, Wang Z J. Methodologies for deriving aquatic life criteria (ALC): Data screening and model calculating [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(1): 1-13 (in Chinese)

[16] 雷炳莉, 金小偉, 黃圣彪, 等. 太湖流域三種氯酚類化合物水質基準的探討[J]. 生態毒理學報, 2009, 4(1): 40-49

Lei B L, Jin X W, Huang S B, et al. Discussion of quality criteria for three chlorophenols in Taihu Lake [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2009, 4(1): 40-49 (in Chinese)

[17] 吳豐昌, 孟偉, 宋永會, 等. 中國湖泊水環境基準的研究進展[J]. 環境科學學報, 2008, 28(12): 2385-2393

Wu F C, Meng W, Song Y H, et al. Research progress in lake water quality criteria in China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(12): 2385-2393 (in Chinese)

[18] Caldwell D J, Mastrocco F, Hutchinson T H, et al. Derivation of an aquatic predicted no-effect concentration for the synthetic hormone, 17 alpha-ethinyl estradiol [J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(19): 7046-7054

[19] US EPA. National Recommended Water Quality Criteria, United States Environmental Protection Agency [S]. Washington DC: US EPA, 2006

[20] Ackermann G E, Schwaiger J, Negele R D, et al. Effects of long-term nonylphenol exposure on gonadal development and biomarkers of estrogenicity in juvenile rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Aquatic Toxicology, 2002, 60(3): 203-221

[21] Besser J M, Wang N, Dwyer F J, et al. Assessing contaminant sensitivity of endangered and threatened aquatic species: Part II. Chronic toxicity of copper and pentachlorophenol to two endangered species and two surrogate species [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2005, 48(2): 155-165

[22] Brix K V, Deforest D K, Adams W J. Assessing acute and chronic copper risks to freshwater aquatic life using species sensitivity distributions for different taxonomic groups [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2001, 20(8): 1846-1856.

[23] 史熊杰, 劉春生, 余珂, 等. 環境內分泌干擾物毒理學研究[J]. 化學進展, 2009, 21(2/3): 340-349

Shi X J, Liu C S, Yu K, et al. Toxicological research on environmental endocrine disruptors [J]. Progress In Chemistry, 2009, 21(2/3): 340-349 (in Chinese)

[24] Webb S. A Data Based Perspective on the Environmental Risk Assessment of Human Pharmaceuticals II-Aquatic Risk Characterisation [M]// Pharmaceuticals in the Environment, Berlin: Springer Heidelberg, 2001: 203-219

[25] Webb S. A Data-Based Perspective on the Environmental Risk Assessment of Human Pharmaceuticals I-Collation of Available Ecotoxicity Data [M]// Pharmaceuticals in the Environment, Berlin: Springer Heidelberg, 2004: 317-343

[26] Host G, Regal R, Stephan C. Analyses of acute and chronic data for aquatic life. PB93-154748 US EPA Report. [R]. Duluth, MN: US EPA, 1991

[27] Ankley G, Black M, Garric J, et al. A Framework for Assessing the Hazard of Pharmaceutical Materials to Aquatic Species [M]// Human Pharmaceuticals: Assessing the Impacts on Aquatic Ecosystems, 2005: 183-238

[28] Segner H, Navas J, Sch?Fers C, et al. Potencies of estrogenic compounds in in vitro screening assays and in life cycle tests with zebrafish in vivo [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2003, 54(3): 315-322

[29] Ankley G T, Johnson R D. Small fish models for identifying and assessing the effects of endocrine-disrupting chemicals [J]. Ilar Journal, 2004, 45(4): 469-483

[30] US EPA. Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses. National Technical Information Service Accession Number PB85-227049 [S]. Washington DC: US EPA, 1985

[31] US EPA. OW/ORD Emerging Contaminants Workgroup. Aquatic Life Criteria for contaminants of emerging concern, Part I, general challenges and recommendations [R]. Washington DC: US EPA, 2008

[32] Ankley G T, Brooks B W, Huggett D B, et al. Repeating history: Pharmaceuticals in the environment [J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(24): 8211-8217

[33] Williams R T. Human Pharmaceuticals: Assessing the Impacts on Aquatic Ecosystems [M]. Pensacola, FL: Allen Press/ACG Publishing, 2005: 183-237

[34] Hose G C, Van Den Brink P J. Confirming the species-sensitivity distribution concept for endosulfan using laboratory, mesocosm, and field data [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2004, 47(4): 511-520

[35] Jin X, Zha J, Xu Y, et al. Derivation of predicted no effect concentrations (PNEC) for 2,4,6-trichlorophenol based on Chinese resident species [J]. Chemosphere, 2012, 86: 17-23

[36] Jin X W, Zha J M, Xu Y P, et al. Derivation of aquatic predicted no-effect concentration (PNEC) for 2,4-dichlorophenol: Comparing native species data with non-native species data [J]. Chemosphere, 2011, 84(10): 1506-1511

[37] Mckim J, Eaton J, Holcombe G W. Metal toxicity to embryos and larvae of eight species of freshwater fish-II: Copper [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1978, 19(1): 608-616

[38] Nash J P, Kime D E, Van Der Ven L T, et al. Long-term exposure to environmental concentrations of the pharmaceutical ethynylestradiol causes reproductive failure in fish [J]. Environmental Health Perspectives, 2004, 112(17): 1725-1733

[39] Fawell J, Sheahan D, James H, et al. Oestrogens and oestrogenic activity in raw and treated water in severn trent water [J]. Water Reseach, 2001, 35(5): 1240-1244

[40] Kannan K, Keith T, Naylor C, et al. Nonylphenol and nonylphenol ethoxylates in fish, sediment, and water from the Kalamazoo River, Michigan [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2003, 44(1): 77-82

[41] Ying G G, Williams B, Kookana R. Environmental fate of alkylphenols and alkylphenol ethoxylates-A review [J]. Environment International, 2002, 28(3): 215-226

[42] Jiang W, Yan Y, Ma M, et al. Assessment of source water contamination by estrogenic disrupting compounds in China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24(2): 320-328

[43] Shao B, Hu J, Yang M, et al. Nonylphenol and nonylphenol ethoxylates in river water, drinking water, and fish tissues in the area of Chongqing, China [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2005, 48(4): 467-473

[44] Xu J, Wang P, Guo W, et al. Seasonal and spatial distribution of nonylphenol in Lanzhou Reach of Yellow River in China [J]. Chemosphere, 2006, 65(9): 1445-1551

[45] Bandiera S M. Reproductive and endocrine effects of p-nonylphenol and methoxychlor: A review [J]. Immunology, Endocrine & Metabolic Agents-Medicinal Chemistry, 2006, 6(1): 15-26

[46] Giesy J P, Pierens S L, Snyder E M, et al. Effects of 4‐nonylphenol on fecundity and biomarkers of estrogenicity in fathead minnows (Pimephales promelas) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000, 19(5): 1368-1377

[47] Nimrod A C, Benson W H. Environmental estrogenic effects of alkylphenol ethoxylates [J]. CRC Critical Reviews in Toxicology, 1996, 26(3): 335-364

[48] Lei B, Wen Y, Wang X, et al. Effects of estrone on the early life stages and expression of vitellogenin and estrogen receptor genes of Japanese medaka (Oryzias latipes) [J]. Chemosphere, 2013, 93(6): 1104-1110.

[49] 范奇元, 金泰, 將學之, 等. 我國部分地區環境中壬基酚的檢測[J]. 中國公共衛生, 2002, 18(11): 1372-1373

[50] Jin X, Wang Y, Jin W, et al. Ecological risk of nonylphenol in China surface waters based on reproductive fitness [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(2): 1256-1262

[51] US EPA. U.S. Environmental Protection Agency, ECOTOX Database [DB]. [2014-02-10]. http://cfpub.epa.gov/ecotox/

[52] Klimisch H J, Andreae M, Tillmann U. A systematic approach for evaluating the quality of experimental toxicological and ecotoxicological data [J]. Regulatory Toxicology and Pharmacology, 1997, 25(1): 1-5

[53] Comber M, Williams T, Stewart K. The effects of nonylphenol on Daphnia magna [J]. Water Reseach, 1993, 27(2): 273-276

[54] Preston B L, Snell T W, Robertson T L, et al. Use of freshwater rotifer Brachionus calyciflorus in screening assay for potential endocrine disruptors [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000, 19(12): 2923-2928

[55] Tatarazako N, Takao Y, Kishi K, et al. Styrene dimers and trimers affect reproduction of daphnid (Ceriodaphnia dubia) [J]. Chemosphere, 2002, 48(6): 597-601

[56] Hirano M, Ishibashi H, Kim J W, et al. Effects of environmentally relevant concentrations of nonylphenol on growth and 20-hydroxyecdysone levels in mysid crustacean, Americamysis bahia [J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology, 2009, 149(3): 368-373

[57] Balch G, Metcalfe C. Developmental effects in Japanese medaka (Oryzias latipes) exposed to nonylphenol ethoxylates and their degradation products [J]. Chemosphere, 2006, 62(8): 1214-1223

[58] Verslycke T, Poelmans S, De Wasch K, et al. Testosterone and energy metabolism in the estuarine mysid Neomysis integer (Crustacea: Mysidacea) following exposure to endocrine disruptors [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23(5): 1289-1296

[59] Brooke L. Acute and chronic toxicity of nonylphenol to ten species of aquatic organisms [R]. Washionton DC: US EPA, 1993

[60] Schwaiger J, Mallow U, Ferling H, et al. How estrogenic is nonylphenol: A transgenerational study using rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) as a test organism [J]. Aquatic Toxicology, 2002, 59(3): 177-189

[61] Wheeler J R, Grist E P M, Leung K M Y, et al. Species sensitivity distributions: Data and model choice [J]. Marine Pollution Bulletin, 2002, 45(1-12): 192-202

[62] Aldenberg T, Jaworska J S. Uncertainty of the hazardous concentration and fraction affected for normal species sensitivity distributions [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2000, 46(1): 1-18

[63] ECB. Technical guidance document on risk assessment in support of commission directive 93/67/EEC on risk assessment for new notified substances, commission regulation (EC) no. 1488/94 on risk assessment for existing sunstances, derective 98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the placing of biocidal products on the market. Part II. Environmental Risk Assessment. [R]. European Chemicals Bureau, European Commission Joint Research Center, European Communities, 2003

[64] EC. European Union Risk-Assessment Report Vol.10, 2002 on 4-nonylphenol (branched) and nonylphenol [R]. Ispra, Italy: European Chemicals Bureau, Joint Research Centre, European Commission, 2002

[65] Lin B L, Tokai A, Nakanishi J. Approaches for establishing predicted-no-effect concentrations for population-level ecological risk assessment in the context of chemical substances management [J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(13): 4833-4840

◆

Methodologies for Deriving Aquatic Life Criteria (ALC): Discussion of ACL for Chemicals Causing Reproductive Toxicity

Jin Xiaowei1, Wang Zijian2,*, Wang Yeyao1, Liu Na3

1. China National Environmental Monitoring Center, Beijing100012, China 2. Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China 3. China University of Geosciences(Beijing), Beijing, 100083

4 April 2014 accepted 20 May 2014

Chemicals causing reproductive toxicity (CCRT) can cause the change of the population and community by affecting biological reproduction due to its specific toxicological mode of action (MOA). It has been recognized that aquatic life criteria based on traditional acute and chronic endpoints of toxicity are unable to provide adequate protection because some chemicals may affect reproductive fitness of aquatic organisms at much lower concentrations. This review was undertaken to identify key outstanding issues of ALC deriving for CCRT, including the need for and relevance of acute toxicity data and a criteria maximum concentration (CMC), defining minimum data requirements in terms of taxonomic coverage, defining appropriate chronic toxicity data and effect endpoints. In addition, a predicted no effect concentration (PNEC) of 0.12 μg·L-1were derived for nonylphenol (NP) based on literature reproduction data. This result is lesser by a factor of 50 than the criteria continuous concentration(CCC) of 6.59 μg·L-1derived by use of acute to chronic ratios (ACRs) recommended by US EPA. Therefore, toxicity data based on their reproductive toxicity (including fecundity, fertility, hatchability, multi-generational effects and changes in the population, and etc.) is more suitable for ALC deriving for CCRT.

nonyl phenol; endocrine disrupter; freshwater organisms; reproductive toxicity; water quality criteria

國家自然科學青年基金(21307165)；環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室(中國科學院生態環境研究中心)開放基金(14K02ESPCR)

金小偉(1985-)，男，博士，工程師，研究方向為水質基準與標準以及區域生態風險評價，E-mail: jxw85@126.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: wangzj@rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140404001

2014-04-04 錄用日期：2014-05-20

1673-5897(2015)1-031-09

X171.5

A

王子健(1953—)，男，研究員，博士生導師，主要研究天然水體和水處理過程中的水質轉化、相關毒性和毒理變化以及健康和生態風險。

金小偉, 王子健, 王業耀, 等. 淡水水生態基準方法學研究：繁殖/生殖毒性類化合物水生態基準探討[J]. 生態毒理學報, 2015, 10(1): 31-39

Jin X W, Wang Z J, Wang Y Y, et al. Methodologies for deriving aquatic life criteria (ALC): Discussion of ACL for chemicals causing reproductive toxicity [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 31-39 (in Chinese)