地表水中抗生素復合殘留對水生生物的毒性及其生態風險評價

王作銘，陳軍，陳靜，徐漢杰

上海師范大學生命與環境科學學院，上海 200234

抗生素被廣泛用于人類和動物感染性疾病的治療，同時也被作為促生長劑添加于飼料中在養殖業中大量應用[1]；我國是抗生素生產和使用大國，且濫用現象嚴重[2]；抗生素在使用之后，大量未被代謝的抗生素經不同途徑最終進入水體[3]，在我國各地江河流域中普遍發現了抗生素殘留的現象[4]，因此抗生素對水生態的影響特別嚴重，也是當前國內外最受關注的環境污染問題之一[5]。雖然，水體中抗生素的殘留濃度不高且半衰期不長，檢出水平常在μg·L-1和ng·L-1級別，但由于抗生素被頻繁地使用并進入了水環境，使得抗生素在水體中持續存在，即表現出“假持續”現象[6-8]；值得注意的是，這種現象極有可能會對水體中的微生物群落產生影響，并通過生物富集和食物鏈傳遞影響高級生物，破壞生態系統平衡，對整個水生態系統構成長期潛在風險[9-10]。

實際上，由于水體中殘留的抗生素種類繁多和特定地域的限制，通過實驗來評價環境中所有不同濃度的混合藥物是不可能的[7,11]，為了預測聯合毒性效應和識別藥物之間的作用關系，毒性預測模型得到了發展[7]。目前，多采用濃度相加(CA)和獨立作用(IA)傳統模型進行毒性預測，缺陷是這2種傳統模型忽視了藥物之間的協同、拮抗作用。然而，水體中化合物之間不僅僅是簡單的相加作用，也會發生相互作用而產生協同或拮抗效應[12]，抗生素對環境的危害作用可能會因共存而加強[13]。因此，考慮到當抗生素共存時判斷相互作用發生與否對于準確評價水生態風險的重要性[9]，Chou[14]提出的聯合指數(CI)模型被用于研究污染物相互作用[15-16]。

上海地處長江流域下游，是中國人口密度最高且經濟最發達的城市之一；近年來，不同種類、濃度的抗生素在上海地區的地表水、地下水[4,17-18]，甚至在飲用水以及學生體內被檢出[19-20]。因此，上海地區水體中抗生素污染風險不得不受到重視，而最直接的危害是通過影響水生生物破壞水生態健康。現有權威統計數據表明磺胺類、四環素類和氯霉素類抗生素是當前上海地區水體中被檢出最多且污染最為嚴重的抗生素種類[4,17-18,21]，本文以這3類抗生素的3種代表物質即磺胺甲惡唑、土霉素和氟苯尼考為受試物質，以不同營養級的國際通用模式生物蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa)、費氏弧菌(Vibrio fischeri)、大型蚤(Daphnia magna)和斑馬魚胚胎(zebrafish embryo)為受試對象，進行了急性毒性研究，然后在其基礎上開展聯合毒性試驗并用CA、IA和CI模型對抗生素的聯合毒性進行了預測，同時用聯合指數CI對不同濃度下藥物之間作用關系(相加、協同、拮抗)進行了識別和評價；最后以近年來上海地區水體中抗生素主要來源(養殖廢水、工廠廢水)和主要地表水(黃浦江、長江口)的檢出數據為指標，在CI模型基礎上測試分析上海地區水體抗生素污染狀況，評價其中的生態風險，為上海地區抗生素污染監測提供參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 供試材料

藥品：磺胺甲惡唑(sulfamethoxazole, SMZ)購自阿拉丁，分析標準品，純度為99%，試劑CAS編號為723-46-6；土霉素(oxytetracycline, OTC)購自阿拉丁，分析標準品，純度為97%，試劑CAS編號為6153-64-6；氟苯尼考(florfenicol, FF)購自阿拉丁，分析標準品，純度為98%，試劑CAS編號為73231-34-2。取待測化合物用適量二甲基亞砜(DMSO)配制成標準溶液備用(最終質量分數<0.1%)。

受試生物：蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa)、大型蚤(Daphnia magna)均為上海師范大學水生生物實驗室保存種；費氏弧菌(Vibrio fischeri)由中國海洋大學海洋生命學院王祥紅教授惠贈；斑馬魚(zebrafish)購于上海市奉賢區花鳥市場，試驗前馴養一周以上，馴養期間，健康狀態良好且無死亡。

試驗用水及培養基：①曝氣自來水：曝氣除氯48 h以上的自來水。②大型蚤稀釋用水：CaSO460 mg·L-1，MgSO460 mg·L-1，Na2CO396 mg·L-1，KCl 4 mg·L-1，pH 7.6。③斑馬魚胚胎培養水：CaCl2·2H2O 0.294 g·L-1，MgSO4·7H2O 0.123 g·L-1，NaHCO30.065 g·L-1，KCl 0.006 g·L-1，用曝氣48 h以上自來水溶解。④BG-11復合培養基：購于樊克生物有限公司⑤費氏弧菌液體培養基：NaCl 30 g·L-1，酵母膏5 g·L-1，胰蛋白胨5 g·L-1，甘油3 g·L-1，KH2PO41 g·L-1，Na2HPO45 g·L-1，pH 7.0，121 ℃蒸汽滅菌20 min。⑥費氏弧菌固體培養基：NaCl 30 g·L-1，酵母膏5 g·L-1，胰蛋白胨5 g·L-1，甘油3 g·L-1，KH2PO41 g·L-1，Na2HPO45 g·L-1，20 g·L-1瓊脂，pH 7.0，121 ℃蒸汽滅菌20 min。

1.2 儀器

主要儀器包括AE20/21倒置生物顯微鏡(麥克奧迪實業集團有限公司)；Tecan M200 PRO多功能酶標儀(瑞士帝肯公司)；PQX—350H人工氣候箱(上海申賢恒溫設備廠)。

1.3 受試生物的培養

(1)小球藻的培養：在無菌條件下，將對數期的藻種接種到100 mL BG-11培養基中，容器為250 mL錐形瓶，在溫度(22±1) ℃、光照強度2 500 Lux，光暗比12 h∶12 h的條件下靜置培養。每天的固定時間震蕩3次以上(15 min/次)，每隔96 h移種一次。

(2)大型蚤的培養：大型蚤的擴大培養采用曝氣自來水，培養溫度為(20±1) ℃；光照強度為2 500 Lux；光暗比為12 h∶12 h。每隔2天換一次水并喂食蛋白核小球藻，投餌密度為2.0×105～3.0×105cells·L-1。實驗前24 h選取懷卵的健康母蚤在稀釋用水中進行培養，實驗前6 h將母蚤挑出，挑選出生時間在6～24 h之間的幼蚤用于實驗。期間喂食蛋白核小球藻，投餌密度為2.0×105～3.0×105cells·L-1，其他培養條件亦相同。

(3)斑馬魚的培養及胚胎的獲取：將斑馬魚馴養于曝氣自來水中，pH 7.5，溫度(28.5±1) ℃，光暗比為14 h∶10 h，餌料為豐年蝦，每日喂食2次并清理污物。選用魚齡3個月以上的成魚用于產卵，在繁殖前一天，將雌魚和雄魚以1∶2的比例放入孵化箱中的網兜中，網孔稍大于受精卵大小。設定好開燈時間，第2天開燈30 min內斑馬魚產卵完成。用胚胎培養水沖洗胚胎，在體視鏡下挑取受精正常的胚胎用于暴露實驗。

(4)費氏弧菌的培養及檢測用菌液制備：無菌條件下，取適量斜面三代菌種接入5 mL液體培養基，在28 ℃、轉速250 r·min-1條件下培養12 ～16 h。取活化的菌液100 μL涂布，將平板置于22 ℃培養箱中培養約22 h后，用3% NaCl 溶液將菌落洗下并稀釋至約為107cfu·mL-1后作為工作菌液備用。

1.4 試驗方法1.4.1 毒性指標的測定

(1)小球藻生長抑制試驗

藻類生長抑制試驗方法參照經濟合作與發展組織(Organization for Economic Co-operation and Development, OECD)201標準方法[22]，取對數期的純種藻液接種到100 mL BG-11培養基中，接種后的初始密度約2×105cells·mL-1。所測試抗生素設置8個濃度組，并設置空白對照，每組實驗設置3個平行。經測定OD680nm與藻液密度(105cells·mL-1)線性相關方程為：Y=81.807 OD680nm，R2=0.9924。分別在24、48、72、96 h，取1 mL藻液測定吸光度，從而確定其濃度。按照公式(1)、(2)計算抑制率：

(1)

式中：A為生長曲線以下的面積；N0為T0時刻每毫升藻液中的藻細胞數；N1為T1時刻每毫升藻液中所測得的藻細胞數；Nn為Tn時刻每毫升藻液中所測得的藻細胞數；T1為試驗開始后第一次計數的時間；Tn為試驗開始后第n次計數的時間。

(2)

式中：IA為每一濃度下藻類細胞生長抑制百分率(%)；Ac為對照組生長曲線所包圍的面積；At為處理組生長曲線所包圍的面積。

(2)費氏弧菌發光抑制試驗

費氏弧菌發光抑制試驗方法參照國際標準化組織(International Organization for Standardization, ISO)11348-1(2009)標準方法[23]，并依據文獻[24]進行適當修改；所測試抗生素用3% NaCl溶液稀釋為9個濃度組，每組實驗設置3個平行。取100 μL工作菌液加入到白色96孔板中，用多功能酶標儀測發光量，記為I0，然后加入等體積的待測抗生素溶液，振蕩250 s充分混合均勻，然后在15 ℃的條件下檢測30 min時的發光強度I。

(3)大型蚤急性毒性試驗

大型蚤急性毒性試驗方法參照OECD 202標準方法[25]，所測試抗生素用大型蚤稀釋用水稀釋為7個濃度組，每組實驗設置3個平行。實驗容器為50 mL燒杯，每個容器內裝50 mL一定濃度的供試溶液，每一處理放18頭同一母體6～24 h內的新生活潑個體進行試驗，試驗水溫為(20±1) ℃、光暗比為14 h∶10 h，實驗期間不進行喂食。24 h試驗后觀察大型蚤個體，大型蚤受抑制的判定是振蕩試驗溶液，在15 s內無反應，記錄受抑制個數。

(4)斑馬魚胚胎急性毒性試驗

斑馬魚胚胎急性毒性試驗方法參照ISO15088(2007)標準方法[26]，選取4細胞至128細胞階段下鏡檢正常的受精卵用于染毒實驗，在24孔板中每孔加入6枚受精卵和2 mL受試液，每組放4個孔，設置6個濃度組和1個對照組。染毒48 h后出現凝結、不顯示尾脫離以及未檢出心跳狀況均視為死亡。

上述指標的測定，除大型蚤急性毒性試驗外，其他操作均為無菌操作。

1.4.2 聯合毒性試驗方法

在單一毒性的基礎上，按照毒性單位1∶1的配比組成二元混合體系，測定混合體系對4種水生生物的聯合毒性，試驗方法和步驟與單一毒性的測定相同；二元混合物的總濃度為2個組分濃度之和。采用基于中效原理的中效方程來計算抗生素單獨和聯用的效果[27]，公式如下：

(3)

式中，D是劑量，Dm是產生中度效果的劑量，這是相當于有效劑量的中值劑量(EC50)，fa是反應系統中的D劑量的有效部分，fu=1-fa，m是劑量-效應曲線的系數。

根據定義，方程(3)可以變形為公式(4)

(4)

對于不同效應下的聯合指數CI根據下列公式進行計算[14]：

(5)

采用CA、IA和CI模型對聯合毒性作用進行預測。CA模型是基于混合體系中的所有物質都是通過相似的作用方式而產生效應這一假設的，適用于相似聯合作用[9]，按照公式(6)來計算：

(6)

式中，ECx,i為混合物中i組分單獨產生x%效應時的濃度；ECx,mix為產生效應x%的混合物濃度；Pi為i組分的濃度占混合物濃度的百分比；n為混合物組分數。

IA模型則適用于獨立聯合作用，即指混合物中各組分產生的效應獨立于其他的，作用形式也不同[9]。其公式如下：

(7)

式中，E(Cmix)為包含n個組分的混合物在濃度為Cmix(Cmix=C1+,…,+Cn)時所產生的效應，E(Ci)為混合物中組分i在濃度為Ci時單獨產生的效應。

CI模型采用如下公式計算[14]：

(8)

式中，CIxcomp為各個組分產生x%效應的聯合指數，其按照公式(5)計算。

1.4.3 生態風險評價

為了評估抗生素在水體中對生態環境的不良影響，根據歐盟的技術指導文件(TGD)[29]采用危險商值(HQs)對潛在環境風險進行評價，HQs是通過預測或檢測的環境濃度(PEC或MEC)與預測的無效濃度(PNEC)值進行計算的，運用公式(9)進行計算[9]：

(9)

其中PNEC是基于生物毒性實驗來計算，表達式如下：

(10)

式中，EC50值采用本試驗3種抗生素及其二元混合物對4種模式生物的中效值；AF(評價因子)為1 000(對于單營養級急性毒性試驗)。

對于混合物的危險商值，多采用公式(11)計算[3]：

(11)

式中，HQi表示單一抗生素的危險商值。

1.5 數據統計和處理

采用SPSS 23和Origin 8.5對實驗數據分別進行統計分析和作圖，實驗結果采用平均值±標準差(SD)表示。采用CalcuSyn軟件求出藥物單用和聯用時的有關參數、聯合指數(CI)。

2 結果與討論(Results and discussion)

2.1 單一毒性及敏感性比較

用CalcuSyn軟件計算出單一抗生素對模式生物的EC50值和95%置信限[9]，結果如表1所示。抗生素的毒性分級采用我國環境保護行業保護標準《新化學物質危害評估導則》[30](HJ/T 154—2004)：極高毒(EC50，≤1 mg·L-1)，高毒(EC50，1～10 mg·L-1)，中毒(EC50，10～100 mg·L-1)，低毒(EC50，>100 mg·L-1)。

由表1可知不同模式生物對同種抗生素敏感性不同(小球藻>斑馬魚胚胎>費氏弧菌>大型蚤)；不同抗生素同樣對同種模式生物的毒性亦有差異，OTC對4種模式生物的毒性最大，其對小球藻極高毒；對于SMZ，費氏弧菌和大型蚤的EC50值分別為85.72 mg·L-1和188.00 mg·L-1，這與Kim等[31]報道的結果十分接近(78.1 mg·L-1和189.2 mg·L-1)；至于FF對非靶生物的生態毒理學研究甚少，李霞[32]對小球藻和隆線蚤進行急性毒性測試時發現FF對2種生物毒性分別表現為高毒和低毒，這與本文的研究結果一致；對于斑馬魚胚胎和大型蚤，測試抗生素均分別表現出中毒和低毒；至于費氏弧菌，SMZ和OTC表現出中毒，FF則表現出低毒，抗生素并未對費氏弧菌表現很強的毒性，Isidori等[33]解釋為費氏弧菌短時間(5～30 min)暴露在藥物的情況下，藥物對其生物合成途徑影響有限，選擇24 h暴露時間毒性作用效果會更加明顯。

2.2 聯合毒性的評價及預測2.2.1 抗生素聯合毒性相互作用

在得到抗生素單一和聯合毒性數據的基礎上，通過聯合指數法來量化不同效應或濃度水平下抗生素之間的作用方式[34]。表2表示二元抗生素相互作用的劑量效應關系參數Dm即EC50、m、r值及不同效應水平下(EC10，EC50，EC90)聯合指數CI平均值，聯合指數CI與效應fa的關系如圖1所示。

大體上，3種二元混合物組合對水生生物的毒性作用以拮抗效應為主。例如，OTC-FF組合在不同濃度下對4種模式生物均表現拮抗效應；叢永平等[35]也觀測到相似的實驗結果，OTC-FF二元混合物

表1 單一抗生素對4種模式生物的毒性終點值Table 1 Acute median effective concentrations of the test pharmaceuticals

注：SMZ、OTC、FF為磺胺甲惡唑、土霉素和氟苯尼考。

Note: SMZ, OTC, FF stand for sulfamethoxazole, oxytetracycline and florfenicol.

圖1 二元抗生素組合的聯合指數圖注：SMZ-OTC(-■-)，SMZ-FF(-●-)，OTC-FF(-▲-)。Fig. 1 Combination index plot (fa-CI plot) for binary combinations of SMZ, OTC and FFNote: SMZ-OTC(-■-)，SMZ-FF(-●-)，OTC-FF(-▲-).

模式生物Model organism二元混合物Binary mixtures劑量反應參數Dose-response parameterCI值CI valuesEC50/(mg·L-1)mrEC10EC50EC90蛋白核小球藻Chlorella pyrenoidosaSMZ-OTC9.010.500.966857.39Ant10.26Ant3.88AntSMZ-FF9.680.400.9780.06Syn1.01Add19.64AntOTC-FF3.110.200.8811.55Ant11.83Ant1 727.17Ant費氏弧菌Vibrio fischeriSMZ-OTC157.120.730.9901.06Add2.35Ant5.74AntSMZ-FF134.990.480.9780.90Add1.26Ant9.90AntOTC-FF123.880.660.9643.68Ant1.40Ant1.74Ant斑馬魚胚胎Zebrafish embryoSMZ-OTC54.541.240.9981.91Ant1.10Add0.64SynSMZ-FF129.371.040.9822.93Ant2.26Ant1.74AntOTC-FF137.811.030.9812.99Ant2.48Ant2.07Ant大型蚤Daphnia magnaSMZ-OTC140.361.330.9020.51Syn0.77Syn1.17AntSMZ-FF265.541.680.9740.96Add1.23Ant1.64AntOTC-FF221.691.450.95010.93Ant49.77Ant226.54Ant

注：協同、相加和拮抗作用分別用Syn, Add和Ant英文縮寫表示。

Note: Syn, Add, Ant stand for synergism, additive effect and antagonism.

對明亮發光桿菌的毒性作用呈現拮抗效應。OTC與FF常作為主要漁藥被使用，二者可能會因此在水體中共存對水生生物造成潛在危害。OTC與FF在DNA和RNA水平上具有相似的作用方式[36]，2種抗生素在不同階段抑制細菌蛋白質的合成[37]，因此有研究將OTC與FF之間作用關系解釋為協同或相加[38]；然而，當藥物釋放到水環境中時其作用于非靶標生物的作用機理可能會不同于靶生物[39]。聯合指數僅僅只是量化了協同或拮抗效應，對于協同或拮抗作用機理的闡述是需要不同的方法去解決的單獨問題[39]；例如，Fu等[40]用定量構效關系(QSAR)研究了OTC和FF對綠藻的作用機制。但是，目前還未有關于OTC與FF聯合作用于非靶標生物的機理解釋。此外，SMZ-OTC、SMZ-FF組合在對費氏弧菌和大型蚤的聯合毒性效果上表現出一定的相似性，即在低效應情況下表現出協同或相加作用，高效應下表現出拮抗作用；這也說明聯合毒性效果會隨著效應水平的不同產生變化。

圖2 二元抗生素混合物對4種模式生物的濃度-效應曲線和模型預測曲線Fig. 2 Experimental toxicity values (Exp) and predicted dose-response curves of the binary mixtures of the three chemicals based on concentration addition (CA), independent action (IA), and combination index (CI) models for the four aquatic organisms acute toxicity test

2.2.2 3種聯合毒性預測模型的比較

應用CA、IA和CI這3個模型分別預測等毒性濃度比抗生素混合物對4種水生生物的聯合毒性。混合物的觀測濃度-效應散點圖，CA、IA和CI預測的濃度-效應曲線均繪于圖2，圖2由上至下分別對應蛋白核小球藻、費氏弧菌、斑馬魚胚胎、大型蚤。

從圖2可以看出，CI模型預測的數值大體上接近觀測值。而當CI指數值與1偏差較大時，CA、CI模型的預測值與觀測值均發生了明顯的偏離，這說明組分之間發生了相互作用，高于觀測值認為是拮抗作用，反之為協同作用[7]。當CI指數值與1接近時(相加作用)，如SMZ-OTC、SMZ-FF二元混合物對大型蚤的毒性作用，CA和IA模型也能較好地預測聯合毒性相互作用；這也說明傳統CA和IA模型適合預測藥物不發生相互作用的相加作用，但在準確預測藥物發生相互作用的聯合毒性作用上有缺陷，而CI模型能夠克服這一點[16,41]。

2.3 生態風險評價2.3.1 單一抗生素的最大生態風險評價

被選擇的3種抗生素在上海地區河流和排放廢水中檢出含量如表3所示，圖3表示上海地區不同水體中3種主要抗生素對4個不同營養級的水生生物(蛋白核小球藻、費氏弧菌、斑馬魚胚胎和大型蚤)的最大危險商值圖(MEC取水體中最大抗生素濃度)。生態風險分為三級：當風險商值0.01≤HQ<0.1時意味著低度風險(low risk)；當0.1≤HQ<1.0時意味著中度風險(moderate risk)；當HQ≥1.0時意味著高度風險(high risk)[42]。

從圖3可以看出，目標抗生素對蛋白核小球藻的危害性最大，而OTC最甚。相比之下，對于其他3種受試生物，除養殖廢水處的風險程度表現出高度風險性外，其他3處水體均表現出低度風險或無風險。這表明除蛋白核小球藻外，其他水生生物所測試指標對目標抗生素的指示作用并不明顯，但由于生物毒性蓄積作用，仍不能排除潛在風險。此外，也說明養殖廢水的生態風險性遠高于其他3處水體，原因可能是由于養殖戶對抗生素的過量使用造成的，而目前我國對抗生素的使用沒有明確的政策規定，因此使得未經代謝的殘余抗生素直接排入水體而并未進行有效的處理，這導致養殖廢水中抗生素含量偏高[4,18]；然而，養殖廢水是抗生素污染的重要來源，目前國內外關于抗生素污染特征的研究偏重于河流、河口灣和污水處理廠等水環境，而對養殖區抗生素污染的生態風險評估較少[43]，這需要進一步的調查和數據統計。

2.3.2 三元抗生素混合物的生態風險評價

單一抗生素風險評價表明，蛋白核小球藻具有很好的風險指示作用，因此選用其對抗生素三元混合物進行生態風險評價。采用檢出濃度的最大值、平均值和最小值來進行風險評價，這樣更接近實際情況。抗生素混合物的危險商值圖如圖4所示，首先可以看出養殖廢水對蛋白核小球藻具有極高風險，因為在檢出濃度最小的情況下仍具有高風險，從表3看出這種風險居高不下主要是養殖廢水中高濃度的OTC導致的。因此要降低養殖廢水的生態風險影響必須對OTC進行處理后排放。此外，抗生素混合物在檢出濃度平均值下的危險商值在長江口處接近0.1即中風險，在其他3處均表現出高風險。然而，這是未考慮抗生素相互作用下的風險情況；從圖1可以看出SMZ-FF、OTC-FF組合在低劑量下對小球藻表現為協同作用或呈現該趨勢。有研究表明二元混合物的相互作用主導了三元或多元混合物的作用方式[37,39]，因此二元混合物之間的協同作用可能會使得三元混合物生態風險進一步增加；目前，將非相加性相互作用數據用于生態風險評價的可行方法是“二元證據權法”(Binary Weight of Evidence)[48]。Marx等[49]應用該方法發現如果忽略抗生素之間的協同作用，會低估50%～200%的風險，這相當于聯合指數CI從0.75到0.5所表現的協同效應。然而，該方法的主要限制是二元混合物轉換到多元混合物的關鍵參數的不確定性[48]。

表3 上海地區水體中3種主要抗生素的檢出濃度(ng·L-1)Table 3 The contamination level of three main antibiotics in the waters of Shanghai area (ng·L-1)

圖3 基于上海地區水體中檢出抗生素最大濃度計算出的危險商值圖注：S1 黃浦江；S2 長江口；S3 養殖廢水；S4 工廠廢水。Fig. 3 Figure based on the calculated risk quotients for the three antibiotics in the waters of Shanghai areaNote: S1, Huangpu River; S2, Yangtze estuary; S3, Aquaculture wastewater; S4, Plant effluent.

圖4 基于上海地區水體中檢出抗生素濃度計算出的抗生素混合物危險商值圖注：S1 黃浦江；S2 長江口；S3 養殖廢水；S4 工廠廢水。Fig. 4 Figure based on the calculated HQ for the mixture of three antibiotics in the waters of Shanghai areaNote: S1, Huangpu River; S2, Yangtze estuary; S3, Aquaculture wastewater; S4, Plant effluent.

綜上所述：

(1)根據單一急性毒性測試結果，4種模式生物對抗生素的敏感性差異顯著，敏感性：蛋白核小球藻>斑馬魚胚胎>費氏弧菌>大型蚤。目標抗生素中，OTC最具毒性，其對蛋白核小球藻具極高毒性。

(2)聯合指數CI分析結果顯示在效應EC10至EC90之間，二元混合藥物之間多以拮抗作用為主；此外，隨著抗生素濃度的變化，抗生素之間的作用效果亦隨之變化；低濃度下，部分抗生素組合對模式生物表現出協同作用或趨勢。通過與傳統模型CA、IA的預測效果比較，發現CI模型更加貼近觀測值，說明CI模型能準確預測抗生素混合物非相加性相互作用方式，并且通過CI指數量化作用程度。

(3)通過對上海不同水體中主要抗生素進行風險評價發現養殖廢水對不同營養級的水生生物均有較高的風險性，這主要是養殖廢水中OTC濃度過高所致；此外，相比其他營養級模式生物，蛋白核小球藻對不同水體均有很好的風險指示作用。并以小球藻作為指示生物進行抗生素混合物風險評價，結果顯示在抗生素檢出平均濃度下，長江口水體表現出中度風險，其他水體均表現出高度風險。如果考慮抗生素之間的相互作用，風險可能會繼續升高。