DDTs對水生哺乳動物的組織殘留基準初步研究

蘇海磊，馮承蓮，常紅，穆云松，吳豐昌

中國環境科學研究院 環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012

DDTs對水生哺乳動物的組織殘留基準初步研究

蘇海磊，馮承蓮，常紅，穆云松，吳豐昌*

中國環境科學研究院 環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012

作為一種曾經廣泛使用的氯化烴殺蟲劑，DDT及其主要代謝產物DDE和DDD(合稱為DDTs)是一類典型的具有持久性和生物累積性的有毒污染物。親脂性和持久性使得DDTs可以通過食物鏈進行生物放大，從而對處于高營養級的水生哺乳動物造成嚴重的毒害作用。在綜述DDTs對哺乳動物的毒性研究基礎上，采用物種敏感度分布(species sensitivity distribution, SSD)和毒性百分數排序法(toxicity percentile rank method, TPRM)推導DDTs保護水生哺乳動物的組織殘留基準(Tissue Residue Guideline, TRG)。使用SSD和TPRM得到的TRG分別為23.9和22.7 ng·g-1食物(濕重)。相應的，DDTs保護水生哺乳動物的水質基準分別為188.2和178.7 pg·L-1。依據研究得到的DDTs的組織殘留基準及其在魚類體內的含量評估對水生哺乳動物的風險。研究結果可用于評估DDTs對水生哺乳動物的生態風險，并為DDTs的風險管理提供理論依據。

DDTs；中華白海豚；江豚；水生哺乳動物；組織殘留基準；生物累積因子；風險評估

組織殘留基準(Tissue Residue Guideline, TRG)是某種物質在水生生物體內的最大濃度，超過此濃度會對以水生生物為食的野生生物造成危害[1]。TRG主要針對具有生物累積性和持久性的污染物，以水生生物的組織殘留濃度表示，用于保護以水生生物為食的野生生物。相比較傳統的水質基準(Water Quality Criteria, WQC)來說，TRG考慮了物質的生物累積性，提供了野生生物對污染物的有效暴露水平，因此能夠提供更加科學的保護。

滴滴涕(DDT)及其主要代謝產物滴滴伊(DDE)和滴滴滴(DDD)，合稱為DDTs，是一種典型的具有持久性、生物累積性和毒性的物質[2]。作為一種曾經廣泛使用的氯化烴殺蟲劑[3]，DDT由于對生態環境和人類健康的嚴重危害而受到廣泛關注。盡管DDT從1983年起在我國禁止生產和使用，但依舊在各環境相中廣泛存在。DDTs由于具有較強的親脂性和持久性，可以通過食物鏈進行生物累積，從而對高營養級的野生生物造成嚴重的危害[4-6]。水生態系統中的野生生物(包括哺乳動物和鳥類)主要以魚類等水生生物為食，這些食物來源是水生哺乳動物對DDTs最主要暴露途徑。研究表明處于高營養級的哺乳動物組織內有較高濃度的DDTs[4]，如條紋海豚(striped dolphins, Stenella caeruleoalba)DDT的含量高達水體中含量的1 000萬倍[6]。DDTs暴露對野生生物的毒害作用有降低壽命，改變細胞代謝、神經活性和肝功能，危害繁殖、生長和免疫活性等[3-4]。對動物的毒性研究表明，長期暴露于DDTs會在動物體內(大多是肝)形成腫瘤[4,7]。研究顯示，蟾蜍對DDT的有害作用比兔和大鼠敏感[7]。加拿大1999年推導了保護水生哺乳動物的DDTs的TRG，為94.0 ng·g-1食物(濕重)[4]。該TRG是根據DDT對大鼠的毒性數據以及水貂的攝食速率和體重，使用評價因子法計算獲得。美國1995年推導了保護哺乳動物的DDTs的野生生物基準值，為280 pg·L-1[8]，依據DDT對大鼠的毒性數據，以及2種代表性水生哺乳動物(貂和水獺)的體重和攝食速率，使用評價因子法推導。目前，還沒有保護中國水生哺乳動物的DDTs的TRG研究。

本研究總結了DDTs對哺乳動物的毒性研究，選擇2種中國的代表性水生哺乳動物，采用物種敏感度法(SSD)和毒性百分數排序法(TPRM)2種方法推導DDTs保護水生哺乳動物的TRG和WQC。并結合我國魚類體內DDTs的含量，評估DDTs對水生哺乳動物的生態風險。研究結果可用于保護中國的水生哺乳動物，為評估DDTs對水生哺乳動物的生態風險提供理論依據。

1 研究方法(Methodology)

1.1 數據收集篩選方法

選擇通過水生食物鏈暴露于DDTs的代表性水生哺乳動物是推導DDTs的TRG的重要基礎[8]，使用它們的體重和攝食速率等參數推導適合于保護我國哺乳動物的TRG。研究中選擇中華白海豚和江豚作為我國2種代表性水生哺乳動物。中華白海豚(indo-pacific humpback dolphin, Sousa chinensis)處于水生食物鏈的最頂端，主要以多種內灣和近海的魚類為食，是中國海洋鯨豚中唯一的國家一級保護動物[9]。中華白海豚主要分布于廣西、海南、廣東、香港、澳門、福建、臺灣西部、浙江沿岸等中國水生態系統中[10]，肌肉殘留較高濃度的DDT[11]。江豚(finless porpoise, Neophocaena phocaenoides)是我國二級保護動物，分布在我國各海域，長江中下游干流、洞庭湖和鄱陽湖等區域，位于淡水生物鏈頂端。江豚通過食物鏈(網)積累較高濃度的污染物，如重金屬、有機氯農藥等，給江豚等海洋哺乳動物造成很大危害[12]。由于環境污染、非法捕撈等原因，江豚的數量銳減，列入瀕危動物行列。中華白海豚和江豚被選為中國2種代表性的水生哺乳動物，它們廣泛分布在中國水生態系統中，捕食魚類等水生生物，在中國受到廣泛關注和充分研究[13-14]。中華白海豚和江豚的體重(body weight, BW)和食物攝食速率(food injection rate, FI)如表1所示。

推導TRG的另一個重要基礎是收集篩選充足有效的毒性數據。無觀察效應水平(no observed adverse effect level, NOAEL)和最低可觀察效應水平(lowest observed adverse effect level, LOAEL)是通過慢性或次慢性毒性研究得到的毒性數據，用來推導DDTs對哺乳動物的TRG。美國環境保護局綜述了DDTs對老鼠等幾種哺乳動物的急慢性研究，總結了DDTs對部分哺乳動物的不同毒性終點的NOAEL和LOAEL[8,17]。根據體重和攝食速率，將這些基于飲食暴露的毒性數據轉化為可接受的日攝入量(tolerable daily intake, TDI)。依據加拿大推導組織殘留基準規定的原則，選擇可用的NOAEL和LOAEL計算TRG[1]。數據選擇的原則有：選擇適當控制條件下的研究，考慮適當的生態毒性終點，如繁殖和胚胎發育等；選擇可以描述劑量-效應關系的慢性或次慢性研究；選擇的研究中要給出測試物質的形式和劑量等信息。在此基礎上，根據最新的文獻報道，總結DDTs對哺乳動物的毒性數據，用于推導DDTs的TRG。

表1 代表性水生哺乳動物的體重(BW)和攝食速率(FI)

1.2 TRG的推導方法

由于引起有害效應的最低劑量在NOAEL和LOAEL之間，使用NOAEL或LOAEL作為參考劑量會造成“過保護”或“欠保護”的問題[18]。因此，使用NOAEL和LOAEL的幾何均值作為閾值濃度，保護生物不受污染物的有害影響。如果某研究中只有NOAEL或LOAEL數據，則由公式(1)計算另一個值[1]。TDI由公式(2)計算，其中不確定因子(UF)選為10，以解釋物種間敏感性差異和次慢性到慢性外推引起的不確定性[1,18]。參考濃度(RC)由攝食速率(FI)和體重(BW)通過公式(3)計算得出。保護野生生物的WQC由公式(4)計算，即由RC除以生物累積因子(BAF)獲得[19]。

研究中使用SSD和TPRM這2種方法推導保護哺乳動物的TRG。其中，SSD是用于描述物種間敏感性差異的概率分布函數[20]，被廣泛用于水生態風險評估和水質基準推導中[21-22]。SSD方法的基本假設是物種敏感性可用某個特定的統計分布描述，比如正態分布等。根據DDTs對哺乳動物毒性數據的綜述結果，使用各物種最敏感毒性終點的數據(TDI)構建SSD曲線，以推導保護哺乳動物的TRG[23]。假設選擇的毒性數據符合對數正態分布，使用Origin 8擬合分布曲線，計算保護95%物種免受污染物有害影響的HC5值(TDI)。然后使用我國2種代表性哺乳動物的體重和攝食速率，計算DDTs對這2種哺乳動物的RC，取它們的幾何均值作為DDTs對我國水生哺乳動物的TRG。

作為美國環境保護局推薦的水質基準推導的標準方法[24]，這里使用TPRM來推導DDTs保護哺乳動物的TRG。首先，將篩選的TDI由大到小排列，給各數據分配等級R，最小值的等級為1，最大值的等級為N(N是物種個數)。然后，用公式P=R/(N+1)計算各物種的累積頻率P。最后，選擇4個累積頻率接近0.05的TDI(一般是最低的4個)，使用公式(5)～(8)計算DDTs的HC5值(TDI)。最后，根據計算得到的TDI值，使用代表性哺乳動物的體重和攝食數量及公式3，計算DDTs對這2種哺乳動物的RC。取兩個RC的幾何均值作為DDTs對水生哺乳動物的TRG。

NOAEL=LOAEL÷5.6

(1)

TDI=(NOAEL×LOAEL)0.5÷UF

(2)

RC=TDI÷(FI÷BW)

(3)

WQC=RC÷BAF

(4)

(5)

(6)

(7)

HC5=eA

(8)

2 結果(Results)

2.1 DDTs對哺乳動物的毒性數據篩選結果

綜述文獻報道，總結DDTs對哺乳動物的慢性和次慢性毒性研究，用于推導保護水生哺乳動物的TRG。急性經口暴露研究顯示，DDT對哺乳動物的LD50由大鼠(Rattus norvegicus)的87 mg·kg-1到倉鼠(Mesocricetus auratus)的大于5 000 mg·kg-1[8]，大鼠對DDT的急性毒性效應較敏感。DDTs對野生哺乳動物的次慢性/慢性研究較少。本研究整理了可獲得的幾種哺乳動物的毒性數據，包括不同毒性終點的NOAEL和/或LOAEL[8,17]，如表2所示。

表2 DDTs對哺乳動物的次慢性和慢性研究

注：NOAEL為無觀察效應水平，LOAEL為最低可觀察效應水平；LOAEL/NOAELa為以食物中濃度表示的數據(RC)，LOAEL/NOAELb為使用體重和攝食速率轉化后的日暴露數據(TDI)；-表示文獻中沒有報道此數據。

Note: NOAEL = no observed effect level, LOAEL =lowest observed effect level; LOAEL/NOAELa= toxicity data expressed in food concentration(RC), LOAEL/NOAELb=daily exposure data considered body weight and food intake rate(TDI); - indicates no report of the data in literature.

對每類可獲得毒性數據的哺乳動物，選擇最敏感毒性終點的NOAEL/LOAEL，使用公式(2)計算TDI。所選擇的的毒性數據如表3所示。根據計算獲得的TDI(表3)，使用SSD和TPRM這2種方法計算DDTs的TRG。

2.2 TRG的推導結果

2.2.1 物種敏感度分布法

根據表3中列出的TDI數據，使用Origin 8擬合DDTs對哺乳動物的物種敏感度分布曲線，如圖1所示。依據模擬的結果，計算得到HC5=1.18 ng·g-1·d-1，R2值為0.9897。使用表1中給出的2種代表性水生哺乳動物的FI∶BW值(0.0486，0.05)，通過公式(3)計算得到這2種哺乳動物的RC，分別為24.28和23.6 ng·g-1食物(濕重)。取這2個RC的幾何均值作為DDTs對哺乳動物的TRG，為23.9 ng·g-1食物(濕重)。

據報道，DDT的生物累積因子(BAF，魚體內濃度與水體中濃度的比值)為127 000[49]，使用公式(4)計算得到WQC為188.2 pg·L-1。

2.2.2 毒性百分數排序法

根據表3中列出的TDI值，選擇4個最低的TDI(貂、老鼠、兔子、羊)，使用TPRM計算保護水生哺乳動物的TRG，相關計算數值如表4所示。其中，R=1, 2, 3, 4，N=11。

圖1 DDTs對哺乳動物的毒性數據的物種敏感度分布Fig. 1 Species sensitivity distribution for mammalian toxicity data of DDTs

表3 用于推導哺乳動物的可接受日攝入量(TDI)的毒性數據

表4 使用毒性百分數排序法(TPRM)計算組織殘留基準(TRG)的TDI及相關數據

注：P為累積頻率，R為等級，N為哺乳動物的種類數量。

Note: P=cumulative probability; R=rank; N=number of mammalian species.

根據表4中給出的值，使用公式(5)～(8)，計算的結果為：S=14.15，L=-3.05，A=0.114，HC5=1.12 ng·g-1·d-1。使用表1中給出的2種代表性哺乳動物的FI∶BW值(0.0486，0.05)，計算得到這2種水生哺乳動物的RC分別為23.05和22.4 ng·g-1食物(濕重)。取這2個RC的幾何均值作為保護水生哺乳動物的TRG，TRG為22.7 ng·g-1食物(濕重)。根據DDT的生物累積因子(127 000)[49]，使用公式(4)計算得到WQC為178.7 pg·L-1。

3 討論(Discussion)

3.1 不同基準值的比較分析

本研究中，使用SSD和TPRM這2種方法推導DDTs的保護我國水生哺乳動物的TRG分別為23.9和22.7 ng·g-1食物(濕重)，這2個值基本相同。這2個基準值均低于加拿大保護水生哺乳動物的DDTs的TRG，94.0 ng·g-1食物(濕重)[4]。這說明使用加拿大的TRG不能很好地保護我國的水生哺乳動物，也證明了推導適合中國水生態系統的TRG的必要性。研究中推導的組織殘留基準使用了更多的毒性數據，考慮了我國代表性哺乳動物的體重和攝食速率，結果能夠更加科學地保護我國的水生哺乳動物。

使用SSD和TPRM這2種方法得到的保護水生哺乳動物的WQC分別為188.2和178.7 pg·L-1，低于美國環境保護局推導的保護水生哺乳動物的野生生物基準(280.0 pg·L-1)[8]。根據DDTs的TRG和生物累積因子，推導DDTs保護水生哺乳動物的WQC，提供了具有生物累積性物質的水質基準推導的新途徑，且由于考慮了生物對物質生物累積作用，能夠更加科學地保護水生態系統中的野生生物，從而保護整個生態系統。

3.2 風險評估

根據推導得到的DDTs保護水生哺乳動物的TRG，以太湖為例，評估魚體內DDTs對水生哺乳動物的風險。研究表明，太湖4種不同魚類(鯉魚、鯽魚、鳙魚、白魚)體內的的DDTs濃度為3.24～37.1 ng∑DDT·g-1(濕重)[50]。1999-2001年在太湖的實地研究結果顯示太湖魚類體內DDTs的濃度為3.7～23.5 ng ∑DDT·g-1(濕重)[51]。2個不同時期的研究結果一致，說明近年來太湖魚類體內DDTs的濃度變化不大。

本研究使用2種方法推導的TRG分別為23.9和22.7 ng·g-1食物(濕重)，2個值基本相同。太湖魚類體內DDTs的濃度范圍基本低于TRG，但最高值稍微高于TRG。這說明太湖魚類體內的DDTs基本不會對水生哺乳動物產生風險。

3.3 不確定分析與展望

研究對DDTs保護水生哺乳動物的TRG和WQC進行了初步探討，使用了更多的毒性數據，考慮了我國代表性水生哺乳動物的體重和攝食速率，能夠更好地用于保護中國的水生哺乳動物及水生態風險評估。但由于數據缺乏等原因，結果仍有較大的不確定性。首先，不同地區的生物區系不同，污染物的環境行為不同。推導保護我國水生哺乳動物的基準值，應該使用我國水生哺乳動物毒性數據，但目前沒有獲得DDTs對我國水生哺乳動物的毒性數據，給研究結果造成了較大的不確定性。其次，獲得毒性數據的來源不同，暴露時間和毒性終點都有所差異，也給計算結果帶來了一定的不確定性。此外，雖然食魚暴露是水生哺乳動物對DDTs等生物累積性物質的主要暴露途徑，但還有皮膚暴露、攝食飲用水等其他暴露途徑，研究水生哺乳動物的食物網結構及食物組成，分析不同暴露途徑的比例，能很大程度上提高TRG計算結果的科學性和準確性。最后，DDTs的生物累積因子來自文獻報道，不同區域中生物對DDTs的生物累積能力不同，準確測定我國水環境中DDTs的生物累積因子，能夠提高水質基準計算結果的準確性。

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Study on Tissue Residue Guidelines of DDTs for Protection of Aquatic Mammalian Species in China

Su Hailei, FengChenglian, Chang Hong, MuYunsong,WuFengchang*

State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmentmental Sciences, Beijing 100012, China

14 May 2014 accepted 1 July 2014

As a chlorinated hydrocarbon insecticide that has been used worldwide, DDT and its primary metabolites named DDE and DDD (collected as DDTs) is one typical bioaccumulative and persistent toxic substances. Because of the lipophilic nature and persistence, DDTs could biomagnify in wildlife that feed at higher trophic levels through food chain and could accordingly cause adverse effects to aquatic mammalian. Studies about effects of DDTs on mammals were reviewed. The Tissue Residue Guidelines (TRGs) for protection of aquatic mammals in China were derived by use of species sensitivity distribution (SSD) and toxicity percentile rank method (TPRM). The TRGs of DDTs for aquatic mammals by SSD and TPRM were derived to be 23.9 and 22.7 ng·g-1food (wet weight), respectively. The WQCs of DDTs for protecting aquatic mammals were 188.2 and 178.7 pg·L-1, respectively. The risk of DDTs to aquatic mammals was assessed based on TRGs derived in this study and the concentrations of DDTs in fish in China. The results could be used in risk assessments of DDTs to mammals in China and provide scientific foundation for risk management of DDTs.

DDTs; Sousa chinensis;Neophocaena phocaenoides; aquatic mammals; tissue residue guideline; bioaccumulation factor; risk assessment

環保公益項目(201409037)；環保公益項目(201309060)

蘇海磊(1985-)，男，博士，研究方向為風險評估，E-mail: suhailei666@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: wufengchang@vip.skleg.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140514002

2014-05-14 錄用日期：2014-07-01

1673-5897(2015)1-110-09

X171.5

A

吳豐昌(1965—)，男，研究員，博士生導師，主要研究湖泊污染機理與過程，水質基準和風險評估。

蘇海磊, 馮承蓮, 常紅, 等. DDTs對水生哺乳動物的組織殘留基準初步研究[J]. 生態毒理學報, 2015, 10(1): 110-118

Su H L, Feng C L, Chang H, et al. Study on tissue residue guidelines of DDTs for protection of aquatic mammalian species in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 110-118 (in Chinese)