莫凌，王美歡，林彰文，邢巧，李躍飛，鄭晶,*，任明忠

1. 海南省環(huán)境科學研究院，?？?570100 2. 環(huán)境保護部華南環(huán)境科學研究所，廣州 510655 3. 中國水產(chǎn)科學研究院珠江水產(chǎn)研究所，廣州 510380

?

松濤水庫水生生物農藥污染水平及健康風險評價

莫凌1，王美歡2，林彰文1，邢巧1，李躍飛3，鄭晶2,*，任明忠2

1. 海南省環(huán)境科學研究院，?？?570100 2. 環(huán)境保護部華南環(huán)境科學研究所，廣州 510655 3. 中國水產(chǎn)科學研究院珠江水產(chǎn)研究所，廣州 510380

在海南省松濤水庫采集了魚類和螺螄共34個樣品，利用氣相色譜-質譜聯(lián)用儀(GC-MS)檢測樣品中農藥的濃度，并根據(jù)美國環(huán)境保護署(US EPA)的健康風險評價模型對松濤水庫周圍人群通過飲食途徑攝入水生生物進行健康風險評價。結果表明，檢測的29種農藥，僅有7種在大部分樣品中檢出，分別為2,4-DDE、4,4-DDE、2,4-DDD、4,4-DDD、4,4-DDT、甲氧滴滴涕和甲基對硫磷，它們的平均含量(以濕重計)分別為0.32 ng·g-1、3.68 ng·g-1、0.17 ng·g-1、1.33 ng·g-1、0.90 ng·g-1、1.34 ng·g-1、0.32 ng·g-1。魚類肌肉以及螺螄肉中農藥的健康風險評價遠遠低于可承受水平，表明食用這些魚類與螺螄所造成的健康風險比較低。與其他研究相比，松濤水庫的農藥污染程度較輕。造成不同生物體間的農藥含量差異的主要原因可能是牙叉庫區(qū)的農藥污染比南豐和番加庫區(qū)的污染嚴重。

有機氯農藥；有機磷農藥；水生生物；松濤水庫；健康風險評價；攝食

Received 10 May 2016 accepted 29 June 2016

松濤水庫是海南省最大的水庫，其不僅擔負著周邊地區(qū)的供水、發(fā)電，更是綜合防洪、養(yǎng)殖、通航、旅游等多種功能為一體的大型水利工程，水庫周圍物產(chǎn)豐富，珍稀物種繁多，因此，松濤水庫的污染情況不僅關系到周邊人群的健康，也是當?shù)匚锓N繁衍、實現(xiàn)生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展的關鍵因素。隨著松濤水庫周邊地區(qū)經(jīng)濟的飛速發(fā)展和人們生活水平的提高，生活垃圾、農藥使用、工業(yè)廢水也越來越多，這些污染物未降解部分會隨著雨水徑流流入松濤水庫的干、支流，造成水庫污染。而水庫作為特殊的生態(tài)系統(tǒng)，因其水流速緩慢，滯留時間長，導致污染物比河流、湖泊等水體更容易沉積在水庫中。目前松濤水庫的研究主要集中在水庫水利調度[1-3]、水體的富營養(yǎng)化程度[4-6]、水庫流域生活垃圾的分析以及垃圾對水庫水體污染的理論研究上[7-9]，而松濤水庫的農藥污染以及其污染程度對周圍人群的影響則未見報道，滴滴涕類(DDTs)等有機氯農藥，由于不容易分解代謝而大量積累于水庫的水體以及沉積物中，同時其遠距離傳輸和隨食物鏈傳遞以及毒性強的特性，使其對周邊動植物的健康存在潛在危害。

松濤水庫流域農業(yè)發(fā)達，農藥施用是水庫主要的面源污染源之一，庫區(qū)生產(chǎn)用地以橡膠林為主，占庫區(qū)生產(chǎn)用地總面積的85.02%，其次為旱地，占10.73%，水田與果園面積分別占3.96%和0.29%[10]，根據(jù)2012年松濤水庫流域統(tǒng)計資料，松濤水庫流域鄉(xiāng)鎮(zhèn)農藥年使用量達到了634.5 t，流域內農藥的平均使用量已達到了11 kg·hec-1，高于7.5 kg·hec-1的全國平均水平。作為重要的飲用水源以及重要的漁業(yè)資源，其農藥污染監(jiān)測尤為重要。因此，本研究以松濤水庫主要庫區(qū)和部分支流為研究背景，以水生生物(主要是食用魚類)為研究對象，通過氣相色譜-質譜聯(lián)用儀檢測其中農藥污染水平，分析不同庫區(qū)的污染特征，并通過水生生物的污染水平評估松濤水庫周圍人群的食用健康風險。一方面可以監(jiān)測松濤水庫中水生生物的農藥污染水平，為食用安全提供依據(jù)；另一方面探索水庫生態(tài)系統(tǒng)農藥的分布特征，以期為當?shù)毓芾聿块T提供理論依據(jù)和科學支撐。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 研究區(qū)域與樣品采集

本研究的采樣點位共包括3部分，南豐庫區(qū)和番加庫區(qū)為一部分，主要位于儋州市；牙叉庫區(qū)為一部分，主要位于白沙縣；白沙入庫河流為一部分，主要包括了南溪河、南灣河(松濤水庫共有3條入庫河流，南叉河、南溪河和南灣河)。采樣范圍見圖1。

圖1 樣品采集范圍Fig. 1 The region of sample collection

樣品采集于松濤水庫主庫區(qū)和2條入庫支流，其中，南豐、番加和牙叉庫區(qū)的樣品主要采用刺網(wǎng)、掛網(wǎng)和地籠3種采集方法，南溪河和南灣河的樣品主要以電捕法為主，籠捕法為輔。本研究樣品為隨機采集，共采集到松濤水庫主要魚類19種，螺1種。樣品采集后，由中國水產(chǎn)科學研究院珠江水產(chǎn)研究所的相關研究人員對樣品進行種類鑒定，密封避光、低溫保存，盡快運回實驗室，途中避免干擾引入或樣品的破壞，并將試樣置于-20 ℃冰箱中保存。樣品基本信息見表1。

表1 樣品基本信息

1.2 試劑與標樣

試劑丙酮、正己烷、二氯甲烷均為色譜純(HPLC)，購于上海安譜實驗科技股份有限公司。濃硫酸為GR級，購于天津大茂試劑廠。標樣除特別說明外購于AccuStandard (USA)公司?；厥章手甘疚锛皟葮宋铮篜CB 30、PCB 65和PCB 204作為有機氯農藥(OCPs)的回收率指示物，記為S.S.PCB，購于美國Ultra Scientific公司；五氯硝基苯(pentachlornitrobenzene)、磷酸三苯酯(triphenylphosphate)作為有機磷農藥(OPPs)的回收率指示物，記為S.S.OPPs；PCB 24、PCB 82和PCB 198作為OCPs的內標物，記為I.S.PCB；磷酸三丁酯(tributylphosphate)、四氯化碳(tetrachlorom)，2-硝基間二甲苯(1,3-dimethyl-2-nitrobenzene)和4,4-雙溴苯基(4,4,-dibromophenyl)作為OPPs的內標物，記為I.S.OPPs。OCPs標樣：OCPs單標包括滴滴涕(2,4-DDT、4,4-DDT)，滴滴伊(2,4-DDE、4,4-DDE)，滴滴滴(2,4-DDD、4,4-DDD)，甲氧滴滴涕(methoxychlor)，六六六(α-HCH、β-HCH、γ-HCH、δ-HCH)，狄氏劑(dieldrin)，異狄氏劑類(endrin、endrin ketone、endrin aldehyde)，七氯類(heptachlor、heptachlor epoxide)，氯丹類(α-chlordane、γ-chlordane)，硫丹類(endosufani、endosufanii、endosufan sulfate)，艾氏劑(aldrin)。OPPs標樣：OPPs單標包括樂果(dimethoate)，對硫磷(parathion)，甲基對硫磷(methyl parathion)，馬拉硫磷(malathion)，毒死蜱(dursban)，敵敵畏(dichlorvos)。

1.3 樣品處理

樣品用自來水清洗3遍，再用超純水沖洗3遍后，用解剖刀將魚類背部肌肉取下(大刺鰍、海南似鱎、爬巖鰍等小魚采用全魚)，冷凍干燥后用磨粉機磨成粉末。每種魚隨機選擇3至5條魚的肌肉樣品充分混合，取6 g左右樣品(樣品平行樣的樣品量為3 g)，加入200 mL丙酮/正己烷混合溶劑(1:1，V/V)索氏抽提48 h，抽提前加入回收率指示物，抽提液濃縮到5 mL，轉換溶劑為正己烷，取其中1 mL用重量法測定脂肪含量，其余9 mL平分成3份用于目標化合物的測定。

抽提液過凝膠滲透色譜柱(GPC，填料為Bio-Beads SX-3，40 g，柱內徑2.5 cm)，用二氯甲烷/正己烷混合溶劑(1:1，V/V)洗脫，收集90 mL～280 mL組分。將GPC洗脫液濃縮至1 mL左右，經(jīng)復合氧化鋁-硅膠柱進一步分離凈化。

有機氯農藥先用15 mL正己烷淋洗但不收集；再用80 mL正己烷和二氯甲烷混合溶劑(7:3，V/V)淋洗，淋洗液含OCPs等目標化合物。淋洗液濃縮后轉移至1.5 mL的細胞瓶，柔和高純氮氣吹干，定容至200 μL，上機前加I.S.PCB。

有機磷農藥先用5 mL正己烷淋洗但不收集；再用80 mL正己烷和二氯甲烷混合溶劑(1:1，V/V)和40 mL乙酸乙酯淋洗，淋洗液含OPPs等目標化合物。淋洗液濃縮后轉移至1.5 mL的細胞瓶，柔和高純氮氣吹干，定容至200 μL，上機前加I.S.OPPs。

1.4 儀器條件

采用的儀器為7890A-5975C GC-MS(Agilent Technologies，USA)。

OPPs分析采用的色譜柱為HP-5MS毛細管柱(30 m × 0.25 mm × 0.25 μm)。載氣為高純度氦氣，恒流模式，流速1.0 mL·min-1；進樣口溫度300 ℃；進樣量1 μL；進樣方式為無分流進樣，0.8 min后打開分流閥；柱溫箱升溫程序為從55 ℃(保持2 min)以20 ℃·min-1升溫至160 ℃(保持5 min)，再以2 ℃·min-1升溫至200 ℃，以4 ℃ ·min-1升溫至240 ℃(保持3 min)，最后以5 ℃·min-1升溫至290 ℃(保持5 min)。

OCPs分析采用的色譜柱為HP-5MS毛細管柱(30 m × 0.25 mm × 0.25 μm)。載氣為高純度氦氣，柱流量1.0 mL·min-1，進樣量為1 μL，不分流進樣，檢測溫度為315 ℃，初始溫度為60 ℃，保持1 min，以7 ℃·min-1的升溫速率升溫至180 ℃，再以3 ℃·min-1升溫至205 ℃，最后以6 ℃·min-1升溫至290 ℃，并在290 ℃保持28 min。

質譜條件：電子轟擊電離源(EI)，70 eV；離子源溫度，250 ℃；四級桿質量分析器溫度，150 ℃；GC-MS接口溫度，280 ℃。選擇離子監(jiān)測(SIM)：每種農藥分別選擇一個定量離子，2個定性離子，按照出峰順序，分時段分別檢測。

1.5 質量保證和質量控制(QA/QC)

對于本次實驗的樣品，OCPs回收率指示物PCB 30、65和204的回收率分別為92.0%±38.0%、120.0%±46.0%和121.5%±49.5%；OPPs回收率指示物pentachlornitrobenzene、triphenylphosphate的回收率分別為96.6%±22.7%和96.7%±17.6%。

空白加標(n=3)實驗中，OCPs的回收率范圍為85.5%～97.6%，OPPs的回收率為89.6%～95.7%。方法檢出限由方法空白樣品中目標化合物的含量計算得到(均值+3倍標準偏差)。當目標物在空白樣品中沒有檢出時則定義為10倍信噪比時實際樣品的濃度。OCP(甲氧滴滴涕除外)檢出限為0.0014～0.0885 ng·g-1，甲氧滴滴涕為4.31 ng·g-1，OPPs檢出限為0.0038～0.0103 ng·g-1。樣品分析結果均已扣除空白。

1.6 健康風險評價模型

根據(jù)US EPA《超級基金風險評估指導：人類健康評價手冊》中的水環(huán)境健康風險評價中水產(chǎn)品攝入途徑的暴露評價模型，污染物通過飲食攝入途徑暴露于人體的平均體重日均暴露量ADD(average daily dose)可通過下式計算得到：

(1)

式中，CF指飲食中污染物濃度，mg·kg-1；IR指攝入率，kg·d-1；FI表示被攝入污染源比例，無量綱；EF是暴露頻率，d·a-1；ED指暴露持續(xù)時間，a；BW表示體重，kg；AT指平均接觸時間，d。

根據(jù)《中國人群暴露參數(shù)手冊(成人卷)》，海南省水產(chǎn)品攝入途徑的暴露參數(shù)見表2。

表2 松濤水庫人群暴露參數(shù)

對水環(huán)境中的致癌物和非致癌物，分別以下面的公式計算其健康風險。

對致癌物，

R=ADD×SF

(2)

式中：R，人體暴露于某污染物的健康風險，無量綱；ADD，污染物單位體重日均暴露劑量(mg·kg-1·d-1)；SF，為致癌強度系數(shù)(mg·kg-1·d-1)-1。

對非致癌物，

R=ADD/RfD

(3)

式中：R，人體暴露于某污染物的健康風險，無量綱；ADD，污染物單位體重日均暴露劑量(mg·kg-1·d-1)；RfD，單個污染物參考劑量(mg·kg-1·d-1)；本研究中的主要污染物的SF和RD值見表3。

表3 主要污染物的致癌強度系數(shù)(SF)和單個污染物參考劑量(RD)值

Table 3 Slope factor (SF) and reference dose(RD) values of major contaminants

表3 主要污染物的致癌強度系數(shù)(SF)和單個污染物參考劑量(RD)值

污染物ContaminantsSF/(mg·kg-1·d-1)-1R?D/(mg·kg-1·d-1)數(shù)據(jù)來源Datasource2，4-DDE3．40E-01-IRIS4，4-DDE3．40E-01-IRIS2，4-DDD2．40E-01-IRIS4，4-DDD2．40E-01-IRIS4，4-DDT3．40E-01-IRISMethoxychlor-5．00E-03IRISMethylparathion-2．50E-04IRIS

注：IRIS為綜合風險信息系統(tǒng)。

Note: IRIS stands for Integrated Risk Information System.

1.7 數(shù)據(jù)處理

本研究所得數(shù)據(jù)，用origin8.5軟件作圖。

2 結果(Results)

本研究共檢測了23種有機氯農藥和6種有機磷農藥。有機氯農藥中，3種六六六(α-HCH、β-HCH、γ-HCH)、七氯、環(huán)氧七氯、γ-氯丹、艾氏劑、硫丹I和異狄氏劑醛共9種農藥在所有樣品中均未檢出，而2,4-DDT、δ-HCH、狄氏劑、異狄氏劑、異狄氏劑酮、α-氯丹、硫丹II、硫丹硫酸酯等8種農藥僅在部分樣品(<20%)中檢出，其余6種農藥在大部分樣品均有檢出(>50%)。有機磷農藥中，對硫磷和敵敵畏在所有樣品中均沒有檢出。毒死蜱、樂果和馬拉硫磷也是僅在部分樣品中有檢出(<30%)。甲基對硫磷在大部分樣品中檢出。本研究僅對在大部分樣品中有檢出(檢出率>50%)的農藥做分析。

2.1 松濤水庫水生生物農藥污染特征

松濤水庫水生生物中的農藥含量見表4，由表4可見，2,4-DDE、4,4-DDE、2,4-DDD、4,4-DDD、4,4-DDT、甲氧滴滴涕、甲基對硫磷在樣品中的含量范圍分別為0.15～0.73 ng·g-1、0.35～19.80 ng·g-1、ND～1.00 ng·g-1、0.14～7.36 ng·g-1、ND～5.64 ng·g-1、ND～17.43 ng·g-1、ND～1.32 ng·g-1(無特殊說明，本文均為樣品濕重含量)；中位值分別為0.28 ng·g-1、2.24 ng·g-1、0.14 ng·g-1、0.86 ng·g-1、0.61 ng·g-1、0.82 ng·g-1、0.28 ng·g-1；平均值分別為0.32 ng·g-1、3.68 ng·g-1、0.17 ng·g-1、1.33 ng·g-1、0.90 ng·g-1、1.34 ng·g-1、0.32 ng·g-1。

根據(jù)分析結果，松濤水庫的主要農藥污染為DDTs，我國《食品安全國家標準食品中農藥最大殘留限量》(GB2763—2014)中對水產(chǎn)品DDTs殘留量限值為0.5 mg·kg-1，松濤水庫水生生物中的DDTs含量遠遠低于該限值。而與國內外其他研究相比，松濤水庫水生生物中的DDTs污染也相對較低，如王學彤等[11](2006)報道的北京官廳水庫魚體中的DDTs平均濃度為16.64 ng·g-1，Li等[12](2008)報道的懷柔水庫以及高碑店湖食用魚中DDTs濃度范圍分別為7.54～44.2 ng·g-1和15.4～88.3 ng·g-1；與中國巢湖[13]相比，其2,4-DDE和4,4-DDE含量遠低于巢湖，而4,4-DDT含量高出多倍，4,4-DDD含量相差不大，因此整體來看，巢湖魚體中的DDTs含量仍比松濤水庫高出很多；但是Wang等[14](2013)報道的太湖魚類中的DDTs含量范圍為0.786～3.389 ng·g-1，比松濤水庫中的低；與廣東地區(qū)的淡水魚(0.1～45.7 ng·g-1)[15]相比，其含量稍低；與中國南海[16]、廣東沿海[17]以及渤海灣[18]的海魚(含量分別為9.48 ng·g-1、68.6 ng·g-1、8.84～224.93 ng·g-1)相比，整體上，松濤水庫的DDTs均遠遠低于海魚的水平。在國外的研究中，法國東北部摩澤爾河生物DDTs含量[19]明顯低于松濤水庫的DDTs含量，墨西哥的瀉湖系統(tǒng)[20]、地中海西部[21]、埃塞俄比亞茲懷湖[22]以及加納地區(qū)的波森維湖[23]的研究結果與本研究的結果相差不大，而巴基斯坦杰納布河[24]與印度哥印拜陀[25]地區(qū)的報道顯著高于本研究的結果。因此從整體看，松濤水庫的DDTs污染情況在國內外處于中上等水平。

2.2 松濤水庫農藥污染特征

分析3個庫區(qū)的農藥組成，結果見圖2。由圖2可見，3個庫區(qū)的農藥組成有相似之處，主要農藥成分均為4,4-DDE，單體貢獻率在41.14%～67.04%之間，而3個庫區(qū)第二大農藥組分卻各有不同，牙叉庫區(qū)為4,4-DDD(21.34%)，南豐和番加庫區(qū)為甲氧滴滴涕(27.17%)，白沙入庫支流為4,4-DDT(14.6%)。2個主要庫區(qū)貢獻率最低的農藥均為2,4-DDD，入庫支流貢獻率最低的農藥為甲基對硫磷。整體看來，松濤水庫農藥單體貢獻率由高到低依次為4,4-DDE > methoxychlor > 4,4-DDD > 4,4-DDT > 2,4-DDE > methyl parathion>2,4-DDD。

表4 松濤水庫樣品中農藥含量

注：“ND”表示“未檢出”。

Note： “ND” means “Not Detected”.

圖2 3個庫區(qū)的農藥組成比較Fig. 2 Comparison of pesticide constitutions in different areas

2.3 松濤水庫水產(chǎn)品攝入途徑的人體暴露健康風險

根據(jù)松濤水庫水產(chǎn)品中污染物水平，進行水產(chǎn)品攝入途徑暴露的健康風險評估。主要污染物的評估模型參數(shù)SF和RD見表3。根據(jù)美國環(huán)保局的規(guī)定，對于致癌風險，以10-6～10-4作為可接受致癌風險的水平；對于非致癌風險，當危害指數(shù)大于等于1時，表示風險不可接受。松濤水庫水產(chǎn)品攝入途徑的人體暴露健康風險評價結果見表5，可以看出，松濤水庫的牙叉庫區(qū)、南豐和番加庫區(qū)以及白沙入庫支流3個地區(qū)人體水產(chǎn)品攝入途徑人體暴露的總致癌風險分別為4.27×10-6、3.09×10-6、5.02×10-6，處于可接受風險水平10-6～10-4；對于非致癌風險，3個地區(qū)人體水產(chǎn)品攝入途徑人體暴露的總健康風險分別為4.01×10-3、2.00×10-3、8.81×10-4，遠小于可接受水平1。因此，對于水產(chǎn)品攝入途徑，松濤水庫農藥(包括有機磷農藥、有機氯農藥)污染物的人體暴露健康風險均處于可接受水平，說明對于本文檢測的農藥不存在顯著的健康風險。

3 討論(Discussion)

根據(jù)以上研究結果，松濤水庫水生生物體內殘留的主要農藥污染物為DDTs，其他農藥含量比較低或未檢出。這個結果可能是因為DDTs不易分解和代謝，之前應用的殘留，通過生物積累和食物鏈傳遞積累在水生生物體中。同時，本研究發(fā)現(xiàn)松濤水庫仍有新的有機氯農藥污染源。

國際上一般以4,4-DDE和DDTs的比值來作為有新的DDT進入生態(tài)系統(tǒng)的標志，如果比值大于0.6，說明自1970年DDT被禁用以來，沒有新的DDT排放到生態(tài)系統(tǒng)[21]。本研究3個庫區(qū)的DDTs含量如表6所示，3個庫區(qū)的4,4-DDE/∑DDT分別為0.55、0.58、0.68，由此可見，比值大于0.6的只有白沙入庫支流，說明松濤水庫3個庫區(qū)中，只有入庫支流近年來沒有新的DDTs污染排放，而2個主要庫區(qū)均有新的DDTs污染。

表5 水產(chǎn)品攝入途徑暴露的致癌(risk, R)和非致癌(hazard quotient, HQ)風險

表6 3個庫區(qū)的DDTs平均含量

這也說明松濤水庫不同區(qū)域的污染不盡相同，而通過不同區(qū)域同類魚的比較也得到相似的結果，比如牙叉庫區(qū)的餐魚、蒙古鲌、海南似鱎的DDTs濃度分別為28.97 ng·g-1、9.92 ng·g-1、19.08 ng·g-1，而在南豐和番加庫區(qū)的濃度分別為4.31 ng·g-1、1.08 ng·g-1、11.50 ng·g-1，牙叉庫區(qū)魚體中的DDTs的含量明顯比南豐和番加庫區(qū)高出很多，其他魚類也表現(xiàn)出相同的趨勢，說明牙叉庫區(qū)的污染更加嚴重。DDTs是一種已經(jīng)被禁用的環(huán)境污染物，其污染源既可能是歷史環(huán)境污染物的殘留，也可能是本地種植地中DDTs的使用所帶來的新的污染。在本研究區(qū)域中的3個庫區(qū)水庫周圍均有大量的甘蔗、橡膠等種植地，說明牙叉庫區(qū)周圍農田DDTs農藥施用和殘留量更大，需要深入了解該地區(qū)的DDTs來源并加強監(jiān)管。

不同魚種之間也表現(xiàn)出了較大的污染物濃度種間差異，如海南似鱎在2個庫區(qū)均表現(xiàn)出較高的農藥濃度，這可能是因為海南似鱎采用全魚樣品，而DDTs傾向于積累在肝臟中[26]，或者這些小型魚類的消化道中仍然殘留了較多的DDTs未排出，因此表現(xiàn)出較高的濃度。餐魚和銀鲴在2個主要庫區(qū)中也是農藥含量較高的品種，這可能與它們的食性和生活的環(huán)境有關，如銀鲴主要生活在水體的中下層中，于池底或底泥中刮取食物，從水底沉積物和底棲生物中富集了大量的環(huán)境污染物；餐魚生活在水體上層，主要攝食藻類，甲殼類及水生昆蟲，營養(yǎng)級較高，因此DDTs可能通過生物富集和生物放大作用在其體內累積。而螺螄作為一種底棲生物，它的DDTs含量遠高于其他魚類，也證明了生活環(huán)境對水生生物體內農藥的積累有重要的作用。另外，不同種類魚的個體代謝能力可能是不同魚類體農藥含量差異的主要原因，如生活在底層的鯉魚在2個庫區(qū)均表現(xiàn)出比較低的農藥濃度，而張玉蓉[27]曾比較過鯉魚和草魚的代謝能力，發(fā)現(xiàn)鯉魚的無氧代謝能力和有氧代謝能力均較草魚強?？傊?，水生生物中的DDTs污染模式受到生物體生活水層、食性和營養(yǎng)級及生物的代謝能力等多種因素影響。

雖然松濤水庫水生生物中的DDTs含量未超過我國對水產(chǎn)品的限值，健康風險評價也表明處于可接受風險水平，但是松濤水庫的水生生物中仍然檢出了多種農藥，尤其是牙叉庫區(qū)、南豐和番加庫區(qū)均有新的DDTs污染進入松濤水庫生態(tài)系統(tǒng)，作為海南省重要的水資源，松濤水庫持久性污染物的監(jiān)測不可忽視，長期累積將對生態(tài)系統(tǒng)和人群健康產(chǎn)生極大的危害，建議管理部門加強松濤水庫周圍農藥使用管理，以及農業(yè)污水排放監(jiān)管，從源頭上控制松濤水庫的進一步污染。

另外，本研究的風險評價結果具有一定的不確定性，主要體現(xiàn)在以下幾個方面：

①污染物的不確定性。本次評價僅針對有機磷農藥、有機氯農藥，對于其他污染物并未考慮，因此在評估水產(chǎn)品攝入途徑的人體暴露健康風險時勢必會低估實際暴露風險；此外，對于某一區(qū)域，不同食性、不同種類的魚體中污染物濃度具有一定差異，采用不同魚類污染物濃度均值評估健康風險具有一定的不確定性。

②暴露情景不確定性。不同居民暴露情景存在較大差異，例如城鄉(xiāng)差異、生活習慣、性別、年齡等，因此健康風險也不同。評估時未對暴露情景進行區(qū)分，會帶來一定不確定性。此外，本研究僅考慮了水產(chǎn)品攝入途徑，對于松濤水庫周圍居民通過飲水暴露、皮膚接觸水暴露等途徑的健康風險未進行評估，也會造成低估實際暴露風險。

因此，有必要在下一步的研究中，通過對松濤水庫水體、沉積物、水生生物等多種環(huán)境介質進行采樣分析，考慮多種暴露途徑，細化暴露情景，進而全面科學評估松濤水庫流域人群暴露的健康風險。

[1] 邢李桃. 重要水源地松濤水庫流域管理問題的探討[J]. 水文, 2009(S1): 22-23

[2] 麥樹仁. 松濤水庫應急調度系統(tǒng)建設與應用[J]. 水利信息化, 2014(5): 59-63

Mai S R.Construction and application of emergency dispatch system in Songtao Reservoir [J]. Water Resources Informatization, 2014(5): 59-63 (in Chinese)

[3] 高亞藩. 松濤水庫灌區(qū)配套和水資源利用[J]. 人民珠江, 1992(5): 17-19

[4] 胡韌, 林彰文, 韓博平, 等. 大型熱帶水庫-松濤水庫枯水期浮游植物群落特征[J]. 生態(tài)科學, 2005, 23(4): 315-319

Hu R, Lin Z W, Han B P, et al. Phytoplankton distribution in a tropical reservoir (Songtao Reservoir) in dry season of 2003 [J]. Ecologic Science, 2005, 23(4): 315-319 (in Chinese)

[5] 鄧仁昌, 謝善何, 陳盛. 松濤水庫水質現(xiàn)狀評價及污染變化趨勢分析[J]. 安徽農業(yè)科學, 2007, 35(23): 7379-7380, 7382

Deng R C, Xie S H, Chen S. Evaluation on current water quality in Songtao Reservoir and analysis of changing trend of its pollution [J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2007, 35(23): 7379-7380, 7382 (in Chinese)

[6] 鄭東海, 王凌, 曾紅娟, 等. 松濤水庫流域非點源污染負荷模擬模型[J]. 環(huán)境科學學報, 2009, 29(6): 1311-1320

Zheng D H, Wang L, Zeng H J, et al. A simulation of non-point source (NPS) pollution loads in Songtao Reservoir catchment [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(6): 1311-1320 (in Chinese)

[7] 楊水文, 王里奧, 岳建華, 等. 海南省松濤水庫流域生活垃圾產(chǎn)生特征和現(xiàn)狀[J]. 重慶大學學報: 自然科學版, 2007, 30(9): 123-126

Yang S W, Wang L A, Yue J H, et al. Research of characterand actuality of MSW in Songtao Reservoir region, Hainan Province [J]. Journal of Chongqing University: Natural Science Edition, 2007, 30(9): 123-126 (in Chinese)

[8] 岳建華, 楊水文. 海南省松濤水庫流域典型生活垃圾總氮靜態(tài)溶出規(guī)律研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2013, 33(S1): 2-6

Yue J H, Yang S W. Research on the static leaching rules of total nitrogen of municipal solid wastes (MST) in Songtao Reservoir Basin [J]. China Environmental Science, 2013, 33(S1): 2-6 (in Chinese)

[9] 岳建華, 張廷龍, 周海燕, 等. 松濤水庫生態(tài)清潔流域的建設構想[J]. 中國人口資源與環(huán)境, 2005, 15(6): 90-94

Yue J H, Zhang T L, Zhou H Y, et al. The framework of constructing Songtao Reservoir eco-friendly watershed [J]. China Population Resources and Environment, 2005, 15(6): 90-94 (in Chinese)

[10] 葛成軍, 俞花美. 海南省松濤水庫主要環(huán)境問題及對策分析[J]. 安徽農業(yè)科學, 2009, 37(32): 15948-15949

[11] 王學彤, 孫陽昭, 李興紅, 等. 官廳水庫魚體中持久性有機氯農藥的污染特征[C]. 有機污染環(huán)境化學前沿與環(huán)境可持續(xù)發(fā)展戰(zhàn)略論文集, 北京, 2006

[12] Li X, Gan Y, Yang X, et al. Human health risk of organochlorine pesticides (OCPs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) in edible fish from Huairou Reservoir and Gaobeidian Lake in Beijing, China [J]. Food Chemistry, 2008, 109(2): 348-354

[13] Liu W X, Wang Y, He W, et al. Aquatic biota as potential biological indicators of the contamination, bioaccumulation and health risks caused by organochlorine pesticides in a large, shallow Chinese lake (Lake Chaohu) [J]. Ecological Indicators, 2016, 60: 335-345

[14] Wang D, Yu Y, Zhang X, et al. Organochlorine pesticides in fish from Taihu Lake, China, and associated human health risk assessment [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 98: 383-389

[15] 孟祥周, 余莉萍, 郭英, 等. 滴滴涕類農藥在廣東省魚類中的殘留及人體暴露水平初步評價[J]. 生態(tài)毒理學報, 2006, 1(2): 116-122

Meng X Z, Yu L P, Guo Y, et al. DDT residues in typical fishes of Guangdong Province and human exposure via fish consumption [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2006, 1(2): 116-122 (in Chinese)

[16] 曾凡剛. 我國南海海魚中有機氯農藥殘留分析[J]. 巖礦測試, 2010, 29(3): 241-244

Zeng F G. Analysis of organochlorine pesticide residues in marine fishes from South China Sea [J]. Rock and Mineral Analysis, 2010, 29(3): 241-244 (in Chinese)

[17] 郭建陽, 孟祥周, 麥碧嫻, 等. 滴滴涕類農藥在廣東省沿海地區(qū)水產(chǎn)品中的殘留及人體暴露水平[J]. 生態(tài)毒理學報, 2006, 1(3): 236-242

Guo J Y, Meng X Z, Mai B X, et al. DDTs in seafood products from the coastal region of Guangdong Province and human exposure assessment [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2006, 1(3): 236-242 (in Chinese)

[18] 張安. 海產(chǎn)品中POPs的暴露水平及其風險分析[D]. 大連: 大連海事大學, 2013: 46

Zhang A.Exposure and assessment of persistent organic pollutants (POPs) in seafood [D]. Dalian: Dalian Maritime University, 2013: 46 (in Chinese)

[19] Thomas M, Lazartigues A, Banas D, et al. Organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in sediments and fish from freshwater cultured fish ponds in different agricultural contexts in north-eastern France [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 77: 35-44

[20] Granados-Galván I A, Rodríguez-Meza D G, Luna-González A, et al. Human health risk assessment of pesticide residues in snappers (Lutjanus) fish from the Navachiste Lagoon complex, Mexico [J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 97(1): 178-187

[21] Moraleda-Cibrián N, Carrassón M, Rosell-Melé A. Polycyclic aromatic hydrocarbons, polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in European hake (Merluccius merluccius) muscle from the Western Mediterranean Sea [J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 95: 513-519

[22] Yohannes Y B, Ikenaka Y, Saengtienchai A, et al. Concentrations and human health risk assessment of organochlorine pesticides in edible fish species from a Rift Valley lake—Lake Ziway, Ethiopia [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 106: 95-101

[23] Darko G, Akoto O, Oppong C. Persistent organochlorine pesticide residues in fish, sediments and water from Lake Bosomtwi, Ghana [J]. Chemosphere, 2008, 72(1): 21-24

[24] Eqani S A M A S, Malik R N, Cincinelli A, et al. Uptake of organochlorine pesticides (OCPs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) by river water fish: The case of River Chenab [J]. Science of the Total Environment, 2013, 450: 83-91

[25] Muralidharan S, Dhananjayan V, Jayanthi P. Organochlorine pesticides in commercial marine fishes of Coimbatore, India and their suitability for human consumption [J]. Environmental Research, 2009, 109(1): 15-21

[26] Zhou S, Lu T, Tang Q, et al. Residues, sources and tissue distributions of organochlorine pesticides in dog sharks (Mustelus griseus) from Zhoushan Fishing Ground, China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2013, 73(1): 374-380

[27] 張玉蓉. 草魚和鯉魚代謝率異速關系的研究[D]. 重慶: 西南大學, 2014: 18-19

Zhang Y R. Intraspecific mass scaling of metabolic rates in grass carp and common carp [D]. Chongqing: Southwest University, 2014: 18-19 (in Chinese)

The Pesticides Concentrations of Aquatic Organism in Songtao Reservoir and Their Health Risks via Ingestion

Mo Ling1, Wang Meihuan2, Lin Zhangwen1, Xing Qiao1, Li Yuefei3, Zheng Jing2,*, Ren Mingzhong2

1. Hainan Research Academy of Environmental Sciences, Haikou 570100, China 2. South China Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Guangzhou 510655, China 3. Pearl River Fisheries Research Institute, Chinese Acadamy of Fishery Science, Guangzhou 510380, China

Thirty-four fish and snail samples were collected from Songtao Reservoir in Hainan Province and were analyzed for 29 pesticides, using an Agilent gas chromatograph equipped with a mass spectrometer (GC-MS). Human exposure to these pesticides via aquatic organism intake was also estimated for residents around the sampling region according to a health risk assessment guidance established by the US EPA. Of the measured pesticides, only 2,4-DDE, 4,4-DDE, 2,4-DDD, 4,4-DDD, 4,4-DDT, methoxychlor and methyl parathion were detected in the samples. Their mean concentrations were 0.32, 3.68, 0.17, 1.33, 0.90, 1.34 and 0.32 ng·g-1on a basis of wet weight, respectively. The health risks of exposure to the pesticides via fish and snail consumption were far below the EPA’s guidelines, indicating a low health risk for local residents. Compared with other studies, fish and snail in Songtao Reservoir were less polluted with these pesticides. The obvious differences in pesticide concentrations among the samples from different sites in the study region may be due to the more serious pollution in Yacha area than Nanfeng and Fanjia areas.

organochlorine pesticide; organic phosphorus pesticide; aquatic organism; Songtao Reservoir; health risk assessment; ingestion

海南省自然科學基金(20154176)

莫凌(1984-)，男，高級工程師，博士，研究方向為持久性有機污染物對環(huán)境及生物危害等相關方面的研究，E-mail: morning.ml@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: zhengjing@scies.org

10.7524/AJE.1673-5897.20160510001

2016-05-10 錄用日期：2016-06-29

1673-5897(2016)4-114-10

X171.5

A

簡介：鄭晶(1986—)，男，環(huán)境科學博士，副研究員，長期從事環(huán)境健康研究。

莫凌, 王美歡, 林彰文, 等. 松濤水庫水生生物農藥污染水平及健康風險評價[J]. 生態(tài)毒理學報，2016, 11(4): 114-123

Mo L, Wang M H, Lin Z W, et al. The pesticides concentrations of aquatic organism in Songtao Reservoir and their health risks via ingestion [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(4): 114-123 (in Chinese)