水是生命之源，洁净而优良的水质不仅是生态系统安全的基石，也是人类健康的保障，水质安全与否直接关系到人类的生存和发展^[1]. 然而，近年来随着人类活动的加剧，越来越多的化学污染物被直接或间接地排入环境水体，造成严重污染. 这些污染物不但包括有毒有害的无机、 有机污染物，也包括氮磷等营养元素. 尤其是水体中医药品和个人护理用品等新型污染物的增多，使水体呈现新的复合污染特征^{[2, 3, 4, 5, 6]}. 因此，水体污染特征检测、 水质安全评价越来越受到人们的重视. 截至目前，传统的水质安全评价主要是通过测试水体的一些物理化学指标，并与水质标准进行比对. 国际上有代表性的水质标准主要包括欧盟(EC)的水环境标准体系、 日本的《新日本水质标准》、 我国的《地表水环境质量标准》等. 其它多数国家或地区的水质标准也与此大致相似^[7].

目前国内外的水质标准多由单一指标(如砷、 镉、 铬、 铅、 汞等)和综合指标(如总有机碳、 化学需氧量、 生化需氧量等)构成. 现行水质指标虽能直观反映水体中某一种或某几种污染物含量是否超标，但利用单一指标判断水质是否安全尚存在一定不足. 首先，单一指标的制订主要考虑污染物对人类健康的影响，对生态系统的影响考虑较少. 其次，目前很多污染物的毒性数据并不充分，而且水体中往往存在大量未知污染物，很难制订合理的水质标准. 第三，由于水体中污染物种类繁多，多种污染物共存时往往产生拮抗、 协同等复合毒性作用，而单一指标不能反映多种污染物之间的联合作用. 第四，伴随着有毒有害物质种类的增加，水质标准中的新指标不断增补，但往往是滞后的^[8]. 第五，随着水质指标数量的不断增加，且污染物浓度较低，增加了分析检测费用.

传统水质评价方法仅测定污染物的含量，不能直接、 全面地反映其对环境的综合影响^[9]. 生物毒性测试方法弥补了传统方法的不足，可有效检测水体中所有共存污染物的综合生物效应，能直观评价水质的安全性，被广泛应用于饮用水^{[10, 11, 12]}、 工业废水^{[13, 14]}、 生活污水^[15]及其他环境水体^{[16, 17, 18]}等，逐渐发展为传统水质评价方法的有效补充. 可见，生物毒性测试和相关的评价方法成为水质安全评价的基础，对保护水质安全具有重要意义. 本文在文献调研的基础上，总结常用的生物毒性测试方法，并讨论其在环境水体毒性测定、 水质安全评价中的应用，以期为该领域的发展奠定基础. 1 生物毒性测试方法

生物毒性测试是基于生态毒理学发展起来的检测方法，主要研究有毒有害污染物对生态系统中生物(动物、 植物、 微生物)所引发的分子、 细胞、 器官、 个体、 群落等不同水平的损害. 水生生物长期生活在水环境中，其健康状况可反映水环境的污染程度. 在一定条件下，水生生物生理行为的改变可以作为评估水环境安全与否的重要指标^{[19, 20, 21]}. 位于不同营养级水平、 生物学背景资料充分、 遗传学性能稳定、 对化学污染物敏感的生物，如鱼类、 蚤类、 藻类以及微生物类等，通常被选作受试生物，评价化学污染物的毒性效应. 金小伟等^[22]利用处于早期生命阶段的青鱼和细鳞斜颌鯝，评价了2,4-二氯酚、 2,4,6-三氯酚和五氯酚的急性毒性效应. 结果显示，3种氯酚类化合物对青鱼和细鳞斜颌鯝的96 h-LC₅₀值分别为：4.01、 1.22、 0.10 mg ·L^-1和2.48、 1.10、 0.09 mg ·L^-1. 裴国凤等^[23]以近头状伪蹄形藻和斜生栅藻为受试物种，测定了三聚氰胺对藻类的生长抑制效应，三聚氰胺抑制近头状伪蹄形藻和斜生栅藻生长的72 h-EC₅₀值分别是537.67 mg ·L^-1和485.17 mg ·L^-1. 魏东斌等^[24]利用发光菌测定了17种取代苯系列化合物的急性毒性，EC₅₀值的范围为2.05-6.03 mg ·L^-1，并讨论了取代基种类、 数量、 取代位置对化合物毒性大小的影响.

除致死效应外，很多环境污染物还可能有三致(致畸、 致癌、 致突变)效应等，对水生生物乃至人体健康可能造成潜在危害. 根据致癌物损伤DNA的原理，已经开发了50余种快速测试遗传毒性的方法^[25]. 瞿建宏等^[26]采用SOS/umu方法研究了4-甲基苯酚、 4-乙基苯酚、 4-辛基苯酚和4-壬基苯酚分别在0、 50、 100、 250 μg ·L^-1等浓度下的致突变性，发现当4种物质浓度达到50 μg ·L^-1或100 μg ·L^-1时均可诱发SOS阳性反应，且响应强度随浓度增大而增强，呈明显的剂量-效应关系. 此外，近年来随着人们对环境安全和健康意识的提高、 以及现代分析检测技术的发展，越来越多的具有内分泌干扰效应的污染物在环境介质中被检出. 针对环境内分泌干扰物也已开发多种生物检测方法，如双杂交酵母法、 鱼类内分泌干扰试验、 生物标志物法、 细胞增殖方法、 转染ERE及荧光素酶报告基因的MCF-7细胞方法、 Hershberger测试^[27]等. 刘芸等^[28]采用重组人雌激素受体基因片段(hER)及共激活因子(GRIP1)双杂交酵母检测体系，检测了9种酚类物质的类雌激素和抗雌激素效应. 发现3种表现出雌激素诱导与抑制活性，2种表现出雌激素诱导活性，1种仅表现出雌激素抑制活性. 2 环境水质的生物毒性评价方法

由于环境中污染物种类多，采用传统的物理化学方法，仅测定部分污染物的浓度，不能反映共存污染物间的复合生物效应，难以直接评价环境水体的毒性特征，以及对生态系统的影响^[29]. 由于生物毒性测试能直观反映水体中所有共存污染物的整体生物学效应，近年来被广泛用于评价环境体的毒性特征和水处理单元的毒性去除效果^[30].

早期针对水样的毒性评价多采用对受试生物的抑制率、 致死率等指标，水样对生物的抑制率越高表明水质越差. 通过测定水处理前后抑制率/致死率等指标的变化评价水处理单元/工艺的效率. 例如孙晓怡等^[31]使用鱼类、 发光菌、 蚕豆根尖等生物毒性试验对辽宁省21家工业废水进行了研究，发现废水对发光菌的抑制率范围为3%～100%，仅4家企业废水对发光菌的抑制率小于30%，而81%企业排放废水的毒性等级在中等以上. 王丽莎等^[32]采用发光细菌毒性测试法研究了某污水再生处理工艺中生物毒性的变化，进水抑制率为63%，二沉池出水降低至0%，氯消毒后增强至93%，说明二级生物

处理能显著降低污水的毒性效应，但氯消毒处理反而导致出水毒性升高，提示消毒处理中副产物的生成增加了出水的潜在风险^[32].

由于环境水样的毒性大小差异很大，有些水样毒性太强或太弱，无法直接检测LC₅₀或EC₅₀，需进行一定倍数的稀释或浓缩处理以实现准确检测. 因此，为了便于比较水体毒性，通常采用达到半数致死效应所对应的稀释或浓缩倍数表征水样毒性大小，稀释倍数越大、 浓缩倍数越小表明原始水样的生物毒性越强. 查金苗等^[33]利用日本青鳉鱼胚胎和幼鱼对北京市污水、 工业废水及其经生物处理后的排水进行了毒性测试. 暴露96 h使幼鱼达到半数致死时污水处理厂进厂水、 二沉出水、 超滤工艺出水、 超滤/反渗透联合工艺出水等水样的稀释度(原水样体积与稀释后水样体积的百分比)依次为：33.7%、 62.9%、 60.0%、 ND，说明污水处理厂进水有大量急性毒性物质，同时活性污泥二级处理和超滤/反渗透联合工艺等深度处理能有效去除这些物质，而超滤处理效果并不明显.

为了比较不同水样的毒性效应，近年逐渐有研究者选用致毒机制明确的物质作为毒性测试的阳性参照物，将待测水样的毒性测试结果转换为产生与之相当效应的阳性参照物的当量浓度. 王春花等^[34]将每皿50 μg的敌克松作为阳性参照，使用Ames试验检测某城市回用水中有机物的遗传毒性.数据显示，该城市污水处理厂进水和出水中有机污染物在相当于原水每皿1 000 mL的剂量下，分别诱发TA98的菌落数为29.7±1.2和117.0±3.6，分别诱发TA100的菌落数为314.3±9.0和980.0±211.2，而阳性对照诱发TA98和TA100的菌落数分别为302.7±66.9和411.3±42.4，说明该城市回用水的有机提取物具有一定致突变作用. Wei等^[35] 分别以Hg²⁺和4-硝基喹啉-N-氧化物(4-NQO)作为发光菌急性毒性试验和SOS/umu遗传毒性试验的阳性参照物，比较研究了北京某再生水处理厂进水和不同处理工艺出水的急性毒性和遗传毒性效应. 发现传统的污水二级生物处理工艺、 以及臭氧氧化工艺、 臭氧活-性炭工艺等再生处理工艺均能有效降低污水的急性毒性(C²⁺_Hg降低幅度15%-79%)和遗传毒性(C_4-NQO降低幅度47%-80%)，而氯化消毒单元导致水体生物毒性升高，如臭氧氧化和氯化工艺使C²⁺_Hg从1.09 μg ·L^-1增加到2.03 μg ·L^-1，C_4-NQO从3.45 μg ·L^-1增加到4.35 μg ·L^-1，说明氯消毒处理过程中生成了生物毒性较大的消毒副产物. 马军等^[36]以雌二醇作为阳性参照物，利用酵母双杂交实验评价了某污水厂内分泌干扰性随季节的变化及不同处理单元的去除效果，结果显示污水及初沉池出水的雌二醇当量值分别为16.13-21.65 ng ·L^-1和17.10-22.85 ng ·L^-1，而二沉池出水的内分泌干扰活性降至3.37-6.76 ng ·L^-1，表明二级生物处理能显著降低污水的内分泌干扰性.

上述3种水质毒性特征评价方法各有优缺点以及使用范围，具体列于表 1.

表 1(Table 1)

表 1 3种毒性评价方法的比较 Table 1 Comparison of three toxicity assessment methods 项目 抑制/致死率法 浓缩/稀释倍数法 当量浓度法 适用范围 适用于对环境水体、 废水、 再生水毒性特征的评价，以及对工艺/单元/技术的处理效率评价 适用于对废水、 再生水毒性特征的评价，以及对工艺/单元/技术的处理效率评价 适用于对环境水体、 废水、 再生水、 饮用水毒性特征的评价，以及对工艺/单元/技术的处理效率评价 优缺点 方法简便，但结果往往存在一定的不确定性； 一般适用于急性致死性毒性效应 方法简便，但结果往往存在一定的不确定性； 一般适用于急性致死性毒性效应 方法较复杂，但结果比较准确、 可靠； 适用于水样多种毒性效应的评价

表 1 3种毒性评价方法的比较 Table 1 Comparison of three toxicity assessment methods

生物毒性测试不仅能检测单一污染物的负面生物效应，也能检测水样中共存的为数众多污染物的综合生物效应，为水质安全评价奠定了基础. 近年来研究人员逐步尝试采用生物毒性测试方法评价水质的安全性^{[37, 38]}，已经建立了数种基于生物毒性的水质安全评价方法. 比如，Krebs^[39]提出pT指数评价废水生物毒性，Persoone等^[40]提出基于毒性体系的评价方法，Costan等^[41]提出PEEP(potential ecotoxic effects probe)指数评价水体毒性，Wei等^[42]提出基于成组生物毒性的水质安全分级方法. 本文着重综述如下4种水质安全评价方法.

潜在毒性法(pT)是Krebs提出的一种简单有效的污水毒性效应评估方法. 基本原理是对水样按照2倍的比例依次稀释，对所有稀释后的水样进行毒性测试，直到水样对受试生物不产生效应时稀释的总次数记为pT，用阿拉伯数字表示. pT指数用罗马字母表示. 例如：某废水样品经7次稀释后毒性测试发现无显著负面效应，则pT值为7，对应的pT指数为Ⅶ. 当选择多种生物进行毒性测试时，采用最敏感的生物测试结果计算水样的pT值. 潜在毒性法具有通俗易懂、 方法简便、 应用灵活、 无需复杂数据分析等优点. 但在实验中仅选一种生物进行毒性测试，容易受试验生物自身健康状况等因素的影响，导致结果不可靠.

Persoone等^[40]提出的毒性单位分级评价方法是在生物毒性测试的基础上，将测试结果EC₅₀值或LC₅₀值转换成TU值以评价水质. 该方法分为以下6个步骤：① 对水样进行生物毒性测试，并将引起半数抑制效应的废水浓度(EC₅₀或LC₅₀)记为1TU； ② 若原始废水毒性大于半数抑制效应，则TU=[1/L(E)C₅₀]×100%，[式中L(E)C₅₀是达到半数毒性效应时，原水的稀释比例，即原水体积与稀释后体积的比]； ③ 若原水毒性较低不能产生半数效应，TU值可按50%的部分计算. 比如，若原水只产生20%效应，20/50=0.4，其毒性为0.4TU； ④ 多个生物毒性试验进行综合评价时，分别计算出每个实验的TU值，取所有实验TU值的平均数作为最终TU值； ⑤ 根据TU值将废水分为5个等级：等级Ⅰ(TU＜0.4无毒)，等级Ⅱ(0.4≤TU＜1微毒)，等级Ⅲ(1≤TU＜10中毒)，等级Ⅳ(10≤TU＜100高毒)，等级Ⅴ(TU≥100剧毒)； ⑥ 根据生物毒性测试的结果，基于毒性分级体系，进行环境水样的安全性评价. 该方法综合利用了多种生物毒性测试的结果，方法简单.

邹叶娜等^[13]用藻、 蚤和发光细菌为指示生物，对常州市6种工业废水进行了综合评价. 结果显示，都表现出较强的急性毒性，毒性等级分别为：电镀厂和电子厂废水的毒性等级为Ⅴ级，化工厂和污水处理厂为Ⅳ级，印染厂和食品厂为Ⅲ级. 而处理出水的毒性等级分别为：电镀厂和污水处理厂为Ⅰ级，食品厂为Ⅱ级，电子厂为Ⅳ级，化工厂和印染厂为Ⅴ级，表明电镀厂、 污水处理厂和食品厂这3种废水毒性削减都较明显，污水处理工艺对相应废水毒性有明显的去除效果. 电子厂废水处理前、 后毒性无明显变化，而化工厂和印染厂废水处理后毒性反而增强，说明在水处理过程中生成了毒性更强的污染物，造成二次污染^[13].

潜在毒性效应指数综合了多种生物毒性测试结果，是一种评价工业废水潜在毒性效应的指标^[31]. 其计算方法如下：

废水风险评估的PEEP分级标准为：PEEP值≤1.99，无毒； 2≤PEEP值≤2.99，微毒； 3≤PEEP值≤3.99，中毒； 4≤PEEP值≤4.99，高毒； PEEP值≥5，剧毒.

与其他水质评价方法相比，PEEP法既综合采用了多种生物毒性的平均值评价水质，同时也考虑了流量等因素，为水体中污染物的排放控制提供参考. 该方法中评价指标意义明确、 使用简单，具有高区别性，考虑了生物可利用性及污染物间的复合效应，是传统工业废水管理中物理化学指标的重要补充^[41]. PEEP法在国际上被广泛用于评价水质的安全性^{[41, 43, 44]}. 由于该方法计算时需要排水量，更适于对工业废水排放和污水处理厂进出水的监测与评价，不适合于环境水体的安全评价.

邹叶娜等^[45]采用发光细菌急性毒性试验、 大型蚤急性毒性试验和单细胞凝胶电泳实验对常州市7种典型工业废水进行了毒性检测，并将发光菌15 min-EC₅₀值(原水范围为：0%～56.5%，出水范围为：0%～0.22%)、 大型蚤48 h-LC₅₀值(原水范围为：0%～58.6%，出水范围为：0%～3.37%)和彗星实验LOEC测试值(原水范围为：6.25%～25%，出水范围为：12.5%～50%)换算为PEEP值，发现电镀、 电子、 食品和污水处理厂出水的综合生物毒性(分别为：1.25、 2.58、 2.15和2.35)明显低于原水(5.42、 5.50、 2.93和4.45)，说明企业废水经处理后不仅理化指标达标，生物毒性也显著降低. 化工厂和印染厂出水(PEEP值分别为4.55和5.73)毒性明显高于原水(PEEP值分别为3.28和4.00)，说明处理后理化指标达标，但生物毒性效应反而增强，需进一步进行毒性污染物的鉴别，以确定毒性物质及其来源，进而改进处理工艺，实现废水的安全排放^[45]. 孙晓怡等^[31]采用蚕豆微核实验、 发光细菌急性毒性试验和鱼类急性毒性试验对抚顺市10家典型企业11个排水口废水进行了毒性测试，然后将蚕豆根尖污染指数(1.88～6.77)、 发光菌EC₅₀值(0%～99.74%)以及斑马鱼胚胎和仔鱼96 h-LC₅₀值(20.4%～100%)转换为PEEP值，发现11个排水口废水的PEEP值范围为6.85～9.75，均超过了排放标准(PEEP=6)，说明10家企业均需进一步采取措施，削减污染物排放.

考虑到水体中污染物种类多、 每种污染物所引起的生物效应复杂，Wei等^[42]从水生生态系统的营养级出发，选择位于不同营养级的敏感物种作为受试生物，建立了一种新的评价水质生物安全性的方法. 基本思路是选择敏感的藻类，蚤类和鱼类为试验生物，同时对水样进行3种毒性效应的检测. 通过对传统风险外推方法的改进，提出了毒性得分指标，毒性得分值分为1、 2、 3、 4，其中1表示毒性最低，4表示毒性最强. 根据水样引起显著毒性效应的最低浓度，将水样的毒性测试结果转化为毒性得分. 在此基础上，对水样的3个毒性得分进行综合，提出水质安全分级指标，分为A、 B、 C、 D 这4个等级，从A-D，水质的安全性降低，分别赋以蓝色、 黄色、 橙色、 红色等颜色. 根据3种毒性测试中最差的毒性得分值确定水质的安全性等级，比如3个毒性得分中最差的是4，则安全分别为D级. 同时，为了直观描述水质的毒性得分值和安全分级结果，设计了一个三角形图(如图 1)，3个轴分别表示3种毒性测试的毒性得分值，由3个毒性得分值连线围成的区域，赋以与水质安全等级相应的颜色，表示水质的安全分级. 该方法简便、 易理解、 无需昂贵的仪器设备，便于推广普及.

图 1

Fig. 1

图 1 水质安全分级方法 Fig. 1 Safety ranking method for water quality

基于这一水质安全分级方法，Wei等^[46]对北京某公园水系的水质安全性进行了评价. 发现污水再生处理厂出水的水质安全性为C级，经过叠水花台、 人工湿地、 氧化塘等生态再生处理环节，水质的生物安全级别升为A级. 4 结论与展望

(1)环境水体中污染物种类繁多，每种污染物往往具有多种生物效应，因此，本文从污染物所引起的生物毒性效应出发，主要介绍了环境污染物所引起的几种主要生物毒性效应(致死/抑制效应、 遗传毒性效应、 内分泌干扰效应)的检测方法. 在此基础上，归纳总结了毒性测试在环境水样生物毒性评价中的应用，特别综述了基于生物毒性测试的水质安全评价方法. 经过本文的讨论，不仅梳理了生物毒性测试在水质安全评价领域的发展现状，同时也思考了该领域今后进一步发展的方向.

(2)首先，在生物毒性测试方法方面，由于污染物的生物学效应复杂，建议今后还需要针对其他更多效应，如神经毒性、 生殖毒性等，开发稳定可靠、 可标准化的检测方法. 其次，还需要进一步针对更多类型的生物毒性效应，研究开发致毒机制明确的生物毒性测试方法，并尽量实现检测的高通量，便于更全面、 更准确地检测污染物的负面生物学效应. 在此基础上，将毒性测试方法与风险评价技术相结合，开发更多简便可行的水质安全评价、 分级方法. 目前已有的方法在评价、 分级标准的确定等环节上存在较多不确定因素，建议将来在污染物的风险评价方法方面开展更多研究，降低评价的不确定性，为保障环境水质安全