淡水環境中水生生物對甾體雌激素的物種敏感度分布

路 屏

(西安同展環境咨詢有限公司，陜西西安 710054)

環境激素又稱為內分泌干擾物(endocrine disrupting chemicals，EDCs)，指通過干擾生物體內荷爾蒙的產生、代謝、合成、轉化等影響生物體自身內分泌系統的穩定及平衡，進而導致生物體生長、發育和繁殖等生理功能異常的外源性物質。甾體雌激素是具有雌激素活性的一類內分泌干擾物，其內分泌干擾能力較其他內分泌干擾物具有效應劑量小、危害程度強的特點(危害程度可達其他環境激素3個數量級以上)，極其微量的該類化合物便可對生態系統產生巨大的危害[1]。甾體雌激素污染主要來源于動物和人類排放的天然雌激素及避孕藥生產和使用中排放的人工合成雌激素。隨著社會人口增加、生活需求的不斷擴大和避孕藥的大量使用，甾體雌激素在水環境中的排放和污染日益嚴重，對水生生物的危害也越加顯著。開展水生生物對甾體雌激素類內分泌干擾物的物種敏感度分布(species sensitivity distribution，SSD)研究，有利于更清晰地認識和了解甾體雌激素對水生生物種群的危害程度和特點，并為進一步制定甾體雌激素環境質量基準提供科學依據和技術支持。

SSD是制定污染物環境質量基準和進行生態風險評價采用的重要方法。通過構建污染物污染濃度與物種敏感度的概率分布函數，描述不同物種對某一污染物的敏感度差異，進而得到危害5%物種(即保護95%物種)的HC5(hazardous concentration for 5% the species)閾值。

甾體雌激素類包括雌酮(E1)、雌二醇(E2)、乙炔基雌二醇(EE2)、雌三醇(E3)等，本研究以其中典型的E2及EE2為研究對象。選用其對我國淡水水生物種的慢性毒性數據，建立我國淡水水生生物基于自然對數-累積正態分布函數的SSD模型，得到E2及EE2對淡水水生生物物種的HC5值，并推導出基準連續濃度，為今后建立甾體雌激素的水生生態基準及進行水生生態系統評價提供理論依據及方法支持。

1 材料與方法

1.1 數據獲取與處理

本研究所用的數據主要來源于美國環保署毒理學數據庫(http://www.epa.gov/ecotox)。為保證數據的準確性及可靠性，篩選了實驗室條件下甾體雌激素對我國淡水水域中的水生生物、淡水介質中的慢性毒性數據——無觀察效應濃度(no observed effect concentration，NOEC)構建SSD模型，并明確給出甾體雌激素對各類水生生物物種的生理效應影響。

1.2 SSD模型的建立

目前，SSD模型的建立仍然沒有統一的方法和程序[2]。本研究應用藥效學S型劑量效應曲線擬合的數學模型，建立基于自然對數-累積正態分布的SSD模型，不僅對試驗數據能較好地擬合，而且具有生理學含義[3]，如式(1)。

(1)

其中：F(X)——累積概率；

X——毒性濃度的自然對數值(即物種NOEC的自然對數值)；

μ——樣本濃度自然對數的平均值(即物種NOEC自然對數的平均值)；

σ——樣本濃度自然對數值的方差(即物種NOEC自然對數值的方差)。

累積分布函數確定后，以對數濃度為橫坐標，累積概率為縱坐標，即可得到其SSD曲線。

2 結果與分析

2.1 參數計算和SSD曲線擬合

E2及EE2的慢性毒性數據中，涉及的水生生物物種包括魚類、軟體動物、浮游動物等，所篩選的毒性數據分別如表1～表2所示。對同一物種的不同慢性毒性數據，通過NOEC矯正值統一參與參數計算。

表1 E2慢性毒性數據Tab.1 Chronic Toxicity Data of E2

表2 EE2慢性毒性數據Tab.2 Chronic Toxicity Data of EE2

應用最大似然法，得到基于自然對數-累積正態分布的E2的SSD模型參數：μ=5.487 5，σ=4.657 8；EE2的SSD模型參數：μ=1.403 5，σ=5.044 2。根據所得參數得到E2的累積正態分布函數如式(2),EE2的累積正態分布函數如式(3)。

(2)

(3)

以物種慢性毒性值的自然對數為橫坐標、累積概率為縱坐標，得到E2的SSD擬合如圖1所示，EE2的SSD擬合如圖2所示。

圖1 E2 SSD曲線Fig.1 SSD Curve of Aquatic Species for E2

圖2 EE2 SSD曲線Fig.2 SSD Curve of Aquatic Species for EE2

2.2 估算HC5

根據HC5閾值危害5%物種，即保護95%物種的生態意義，在E2和EE2的SSD曲線圖上，從累積概率5%反推即可得到E2和EE2對水生生物的HC5分別為0.113 7 μg/L和0.001 0 μg/L。

3 討論

由圖1與圖2可知，虹鱒、青鳉、孔雀魚對E2的反應較敏感，淡水藻、吳郭魚、鯉魚對E2的抵抗力較強；稀有鮈鯽、大羊角螺、貂蛙對EE2的反應敏感，灣海龍對EE2的抵抗力較強。食蚊魚對EE2的抵抗力較強但對E2較為敏感，主要原因可能是EE2和E2對其的生理效應不同。當E2作用于食蚊魚的生殖系統，影響其求偶、交配行為時，其NOEC僅為0.5 μg/L;而當EE2作用引起食蚊魚死亡時，其NOEC為10 000 μg/L。表明甾體雌激素對水生生物內分泌系統的干擾較其他生理影響更為敏感。此外，同一物種暴露同一介質下，引起相同生理危害時，暴露時間越長，甾體雌激素對物種的NOEC值越小，例如，青鳉接觸EE2環境7 d時，誘導產生卵黃蛋白原的NOEC為20 μg/L，而接觸38 d時誘導產生卵黃蛋白原的NOEC僅為0.001 μg/L。這說明即使甾體雌激素劑量微小，水生生物長久暴露，其仍能在機體內累積存賦，引起生理毒害。

本研究采用慢性毒性值建立SSD模型，符合甾體雌激素類產生效應劑量低、長久暴露、累積存賦的特點，更貼合實際環境。生物慢性毒性效應的表征常使用NOEC和LOEC(最低可觀察效應水平)，本文為保證數據的嚴整和規范，均統一采用NOEC。根據U.S.EPA《推導保護水生生物及其用途的國家水質基準的技術指南》中水生生物的慢性毒性值擬合所獲得HC5與基準連續濃度(criteria continuous concentration，CCC)等值的數量關系，可推導出E2和EE2的CCC分別為0.113 7 μg/L和0.001 0 μg/L。

本研究采用的自然對數-累積正態分布的SSD模型符合藥效學S型劑量效應曲線擬合，由圖1與圖2可知，該模型對E2和EE2的劑量效應擬合較好。EE2的SSD曲線較E2的SSD擬合的“S”型較為顯著，這說明SSD模型對生物毒性數據的依賴程度高，當生物毒性數據越多時，劑量效應的S型擬合越好。目前，我國已有的甾體雌激素類內分泌干擾物對水生生物的慢性毒性研究數據有限且研究成果較分散，因此，完善水生生物的毒理性試驗研究及建立國家生物毒理學數據庫是亟需加強的基礎性和重要性工作。

4 結論

(1)本研究首次開展我國境內淡水水生生物在甾體雌激素影響下的劑量效應分析，研究符合我國水生生物特性的甾體雌激素物種敏感度分布研究。

(2)初次建立基于物種慢性毒性值的自然對數-累積正態分布SSD模型，得出E2和EE2的SSD曲線，推導出E2和EE2的HC5分別為0.113 7 μg/L和0.001 0 μg/L。

(3)依據擬合頻數分布模型所得的HC5與CCC相等的數值關系，得出E2和EE2對水生生物的CCC分別為0.113 7 μg/L和0.001 0 μg/L，為今后制定甾體雌激素類內分泌干擾物的環境質量基準提供參考，為制定甾體類污染物的環境標準提供依據。