珠江河網水產品中菊酯類農藥殘留調查及健康風險評價

趙李娜, 賴子尼, 張威振,曾艷藝, 王超,楊婉玲, 李秀麗, 高原

1. 中國水產科學研究院珠江水產研究所農業部珠江流域漁業生態環境監測中心；珠江水域漁業生態環境監測與評價功能實驗室，廣州 510380 2. 上海海洋大學水產與生命學院，上海 201306

隨著我國經濟和社會的發展，人們越來越重視飲食結構，水產品成為人們飲食中不可或缺的一部分。水產品在給人們提供各種營養的同時，其中殘留的各種有毒有害物質也可能給人體健康造成潛在危害。擬除蟲菊酯農藥是一種含有苯氧基的環丙烷酯的新型殺蟲劑，具有廣譜、高效、低毒和低殘留等特點[1]。近年來被廣泛使用在農田果蔬殺蟲和漁業養殖中，它可通過農田排水、降雨淋洗進入水體[2]，也會因在漁業養殖中的大量使用(主要用于清塘、毒殺雜魚和有害生物等)而殘留在水體中，進入水體中的菊酯類農藥(PYRs)不僅會對地表水造成污染，也會在水生生物體內富集，最終通過食物鏈進入魚類和人體中，而造成潛在危害，研究表明，PYRs對哺乳動物具有神經、免疫系統、心血管和遺傳等毒性作用[3],而對魚類的毒性是哺乳動物和鳥類的1 000倍[4]。

目前，PYRs在水產品中的殘留問題引起很多國家的重視。歐盟規定水產品中氯氰菊酯最高殘留量為50 μg·kg-1，溴氰菊酯為10 μg·kg-1[5]；日本“肯定列表制度”中規定了鮭形目(大馬哈魚、虹鱒等)中氯氰菊酯、溴氰菊酯的最高殘留量為30 μg·kg-1，其他魚及水生動物均為10 μg·kg-1[6]。我國農業部公告第235號規定魚肌肉中溴氰菊酯最高殘留量為30 μg·kg-1[7]。

珠江河網是珠江流域許多魚類的育肥場所，同時也是該臨近海域許多海洋魚類的洄游通道，因此珠江河網為珠江三角洲及港澳地區提供了豐富的水產品資源[8]。關于珠江河網水產品中多氯聯苯[9]、滴滴涕、六六六[8-10]等有機物已有研究報道，而對目前被大量使用的PYRs在珠江河網水產品中的殘留和風險評價尚未有報道。

本研究以7種PYRs為目標，采用超聲波提取-氣相色譜法對珠江河網一些地區水產品中殘留的PYRs進行調查檢測，并對人體PYRs進行食用暴露風險評價。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 樣品采集

在珠江河網設采集區域，包括新圍，陳村、小塘、虎門、蕉門、磨刀門、雞啼門和崖門，西江(分別為S1-S9)。

圖1 珠江河網采樣區域地理坐標Fig. 1 Location of sampling stations in the Pearl River Delta

樣品采集在2012年8月，樣品從研究區域內漁船或當地大型魚市場隨機購買，并經商家證實，魚樣是在當地附近水域收捕的使用底拖網采集魚、蝦、貝類三大類生物樣品，現場沖洗干凈，立即裝入聚乙烯封口袋冷藏，在1 d內運回實驗室處理。

挑選大小適中的魚類13種、蝦4種、貝類2種，每個種類選擇3尾。其中，魚類去鱗后，沿背脊取背部肌肉；蝦去頭、殼、附肢，取其肌肉；貝類去殼，取其殼內部分，每個樣品勻漿后放置于-20 ℃冰箱低溫保存，測定前將其解凍待用。采集的水產品種類及其分布見表1，其中新圍采集到的水產品最大。

表1 檢測物種及分布列表Table 1 Detectedspeciesand distribution

1.2 主要儀器、試劑及標準物質

儀器：旋轉蒸發儀(RE 2000，上海亞榮生化有限公司)、超聲波清洗儀(SB-5200DT，德國Heidolph公司)、高速冷凍離心機(LGR20-W，北京京力離心機有限公司)、馬弗爐(HG-10-4B，上海禾工科學儀器有限公司)、HP6890氣相色譜儀(美國安捷倫科技有限公司)。

試劑：無水硫酸鈉、中性氧化鋁(650 ℃馬弗爐干燥4 h，在干燥器中冷卻至室溫，待用)，正己烷(色譜純)、乙腈(色譜純)購自廣州化學試劑廠。

菊酯類農藥標準物質：聯苯菊酯、甲氰菊酯、氯菊酯、高效氯氟氰菊酯、氯氰菊酯、氰戊菊酯、溴氰菊酯，均為100 μg·mL-1，1 mL，均購自國家標準物質研究中心。

1.3 菊酯類農藥的測定與分析

1.3.1 樣品的提取與凈化

樣品的提取、凈化和預處理過程參照《海洋監測規范》中規定的方法[11]，并根據預實驗結果調整了分析測定方法，具體如下。

提取：準確稱取5.00 g已經勻漿好的肌肉樣品置于50 mL離心管中。加入20 mL正己烷，漩渦2 min混勻后，相對離心力3 420×g條件下離心10 min，將上層有機相轉移至50 mL離心管中。再向樣品中加入20 mL正己烷，重復上述提取步驟。合并提取液，45 ℃蒸干，殘余物加入10 mL正己烷(用乙腈飽和)，蓋塞振蕩混合2 min，充分混合提取脂肪，然后在相對離心力1 520×g條件下離心5 min，除去上層正己烷相。再向乙腈相中加10 mL正己烷，重復提取1遍，棄去正己烷相。合并乙腈相。

凈化：在層析柱內放入少許脫脂棉，依次加入約2 g無水硫酸鈉，3 g中性氧化鋁，約2 g無水硫酸鈉，敲實。用10 mL正己烷對層析柱進行預淋洗，將有機相轉移至層析柱中，并分別用3 mL正己烷洗滌濃縮瓶3次，洗滌液并入層析柱中。以正己烷10 mL淋洗液淋洗層析柱，合并淋洗液于旋轉蒸發器的濃縮瓶中，在50 ℃以下旋轉蒸發濃縮至近干，用正已烷定容至1 mL，待測。

1.3.2 測定條件

采用63Ni電子捕獲檢測器(ECD)；色譜柱為HP-5柱30 m×0.32 mm×0.25 μm，石英毛細管柱。氣化室和檢測器溫度分別為260 ℃和310 ℃，升溫程序：初始溫度150 ℃，保持2 min，然后以15 ℃·min-1升溫至200 ℃保持1 min，再以10 ℃·min-1升溫至280 ℃，恒溫5 min。載氣為99.999%高純氮氣，流量：2.9 mL·min-1，線速度：52 cm·s-1；恒壓，壓力為17 psi，進樣口無分流，進樣10 μL。

1.3.3 方法的回收率及精密度

采用外標法分析樣品中目標物的含量，通過基質加標、樣品空白及平行樣品進行質量保證與控制，添加回收率指示物為聯苯菊酯、甲氰菊酯、氯菊酯、高效氯氟氰菊酯、氯氰菊酯、氰戊菊酯、溴氰菊酯7種農藥的混標。結果顯示，水生動物中菊酯類農藥回收率69.51%～92.51%，相對標準偏差1.28%～6.83%(n=3)。采用五點標準曲線法定量分析(R2>0.99)，每做16個樣品就重做一次標準曲線以減少儀器誤差。

1.3.4 數據分析

采用統計軟件SPSS18.0和Excel進行相關的數據分析統計和作圖。

2 結果與分析(Results and analysis)

2.1 魚類肌肉中菊酯類農藥殘留量

珠江河網所采集的13種魚類的PYRs質量分數見表2。魚類肌肉中PYRs檢出率為81.5%，質量分數介于ND～3.03 μg·kg-1，平均值為0.90 μg·kg-1。所檢測的魚類中，鯔(MugilcephalusLinnaeus)對PYRs的富集量最高，為3.03 μg·kg-1，其次是花鱸(Lateolabraxjaponicus(Cuvier et Valenciennes))，為2.24 μg·kg-1。

珠江河網肉食性魚類肌肉中的PYRs質量分數范圍介于0.08～2.24 μg·kg-1，平均值為0.89 μg·kg-1，雜食性魚類肌肉中的PYRs質量分數范圍介于ND～3.03 μg·kg-1，平均值為0.67 μg·kg-1。

表2 不同食性魚類肌肉中菊酯類農藥質量分數Table 2 Pyrethroidsmass fraction in different fishes

注：ND為未檢出，最低檢出限為0.1 μg·kg-1，以濕重計；雜食性Omnivorous(O)，肉食性Carnivorous(C)

Note : ND is not detected, the minimum detection limit of 0.1 μg·kg-1-1, wet weight

2.2 蝦、貝類體內菊酯類農藥的殘留檢測

采集的蝦類有4種，分別為白蝦(PalaemoncarincaudaHolthuis)、羅氏沼蝦(Macrobrachiumrosenbergii)、近緣新對蝦(Metapenaeusaffinis)和斑節對蝦(PenaeusmonodonFabricius)，貝類有2種，分別為蛤(Venerupisvariegata)、河蚌(Anodonta)。蝦類肌肉的PYRs檢出率為100%，質量分數介于0.05～1.13 μg·kg-1，平均值為0.41 μg·kg-1。斑節對蝦對PYRs的富集量最高，羅氏沼蝦最低。貝類肌肉的PYRs檢出率為100%，質量分數介于0.69～1.20 μg·kg-1，平均值為0.99 μg·kg-1。蛤對PYRs的富集量最高，河蚌最低。

2.3 珠江河網水產品中內菊酯類農藥的組成特征

珠江河網水產品中PYRs的組成特征見圖2。所采集的13種魚類中，7種PYRs檢出率最高的是氯菊酯，達到100%，其次是高效氯氟氰菊酯和聯苯菊酯，檢出率分別為76.9%和69.2%，氰戊菊酯和溴氰菊酯的檢出率最低，為15.4%。檢出量最高的是氯菊酯，占總菊酯含量的52.2%，其次是甲氰菊酯和聯苯菊酯，分別占總菊酯含量的22.2%和13.6%。

所采集的4種蝦類中，除聯苯菊酯的檢出率是75%外，其他菊酯的檢出率均為100%。溴氰菊酯的檢出量最高，占總PYRs含量的33.0%，其次是甲氰菊酯和氯菊酯，分別占PYRs總含量的21.1%和20.7%。

所采集的2種貝類中，各種PYRs的檢出率均達到100%。氯菊酯的檢出量最高，占PYRs總含量的55.4%，其次是高效氯氟氰菊酯和聯苯菊酯，分別占PYRs總含量的14.6%和12.4%。

幾種氯菊酯含量較高的魚類比較見表3，不論從氯菊酯占的百分比還是從檢出量來說，氯菊酯在日本鰻鱺中都相對很高，故可用日本鰻鱺來作為氯菊酯污染的指示生物。

表3 不同魚類體內氯菊酯的含量Table 3 Contentsof permethrin in different fishes

圖2 珠江河網魚類體內內菊酯類農藥含量分布Fig. 2 Contents distribution of permethrin of fishes in the Pearl River Delta

3 討論(Discussion)

3.1 魚類肌肉中PYRs殘留分析

對珠江河網雜食性魚類和肉食性魚類肌肉中PYRs的殘留分析比較可知，肉食性魚類花鱸、七絲鱭(CoiliagrayiRichardson)肌肉中PYRs質量分數較高，這可能與它們的食性和生活習性有關，肉食性魚類處于食物鏈的后端或高營養級，在食物鏈的物質流動和傳遞過程中，PYRs含量會通過食物鏈而被富集放大，從而對生物造成潛在危害[12-14]。花鱸生活在水體中下層，其體內PYRs直接受到沉積物及懸浮顆粒物影響，花鱸捕食底棲生物或有機泥沙顆粒，容易富集親脂性有機物。雜食性魚類如鯔、花鰶(Clupanodonthrissa, Linnaeus)肌肉中的PYRs質量分數也較高(鯔、花鰶肌肉中菊酯質量分數分別為3.03 μg·kg-1和2.00 μg·kg-1)，但平均水平低于肉食性魚類。

8月份珠江河網水體中PYRs質量分數介于ND～0.43 μg·L-1，平均值為0.07 μg·L-1，沉積物中PYRs質量分數介于ND～0.05 μg·kg-1，平均值為0.02 μg·kg-1，珠江河網水產品中PYRs質量分數介于ND～3.05 μg·kg-1，平均值為0.80 μg·kg-1，水體、沉積物中PYRs的質量分數都遠遠小于其在水產品中的質量分數，表明水體生物是PYRs的最終歸宿。城鎮居民生活污水和工業廢水大量排入三角洲河道中，致使河道中PYRs含量增高，進入水體中的PYRs通過懸浮顆粒物沉積到底泥中，最終富集在水生生物體內。

聯合國糧農組織(FAO)和世界衛生組織(WHO)對農藥在食品中殘留量的有關規定，其中指出除蟲菊酯在魚(干)體內的最大允許殘留量是3 mg·kg-1，珠江口檢測的魚肌肉樣品中PYRs最高質量分數為3.03 μg·kg-1(以濕重計)，假如魚類肌肉中的含水率為70%，換算成干重，最高質量分數為101 μg·kg-1，遠遠小于3 mg·kg-1，雖然所采集樣品PYRs均遠低于有關規定，但所檢測的水生動物中農藥檢出率很高，因此PYRs對水生動物的潛在危害不可忽略。

3.2 蝦、貝類體內PYRs的殘留分析

由檢測結果可知，PYRs質量分數在不同水生動物體內是：貝類>魚類>蝦類，一方面，貝類為底棲濾食性動物，攝取水底層懸浮顆粒物，PYRs為親脂性有機物，主要匯集在懸浮顆粒物及底泥中，貝類通過攝取懸浮顆粒物使體內PYRs含量增高。

3.3 珠江河網水產品中PYRs組成特征分析

水生動物對不同PYRs富集情況不同，一方面與不同生物對PYRs在其體內固有的代謝能力有關，氯菊酯在魚類和貝類中檢出最高，說明氯菊酯易在脂肪含量高的生物中累積，溴氰菊酯在魚類和貝類中檢出最低，但它在蝦類中檢出最高，說明溴氰菊酯可能在魚類和貝類體內的環境中易降解，在蝦的體內環境易累積。另一方面是與Kow值和環境中菊酯含量有關。氯菊酯、甲氰菊酯和溴氰菊酯的logKow值分別為6.5、6.0和6.1[15]，環境中的氯菊酯含量也較高，氯菊酯在珠江河網沉積物的菊酯類農藥中占主要成分，氯菊酯被珠江河網地區周邊居民作為衛生除蟲劑應用，它會隨著雨水沖刷進入珠江三角洲水體環境中[16]，水體環境中的氯菊酯最終通過生物富集進入水產品中。魚體中的菊酯類農藥污染豐度體現了不同種類的菊酯的親脂性大小。

3.4 食用暴露風險評價

對于一般人來說，飲食是環境中的PYRs暴露的最主要途徑[17]。對珠江河網人體PYRs進行食用暴露風險評價[18]。根據珠江河網水產品中PYRs的殘留量和水產品的消費量，可計算珠江河網飲食中PYRs的暴露水平。

按水產品中PYRs最低濃度和最高濃度分別進行食用暴露風險估計，珠江河網水產品中PYRs的最低濃度和最高濃度是0.01 μg·kg-1和3.03 μg·kg-1，以最低濃度和最高濃度計算得到人們通過膳食該地區水產品每天暴露于PYRs的量分別為1.11×10-8mg·(kg·d)-1和3.36×10-6mg·(kg·d)-1。

聯合國糧農組織(FAO)和世界衛生組織(WHO)提出的菊酯農藥的RfDig為0.04 mg·kg-1·d-1，根據上式計算得到珠江河網水產品中PYRs的年暴露風險指數為3.96×10-13～1.21×10-10a-1，每年每百萬人中不會超過1人會因食用水產品而產生健康風險。此風險水平遠低于人體健康危害最大接受風險水平(10-6a-1)[20]，因此，成年人日均攝入66.6 g水產品暴露的菊酯農藥的量可能會對健康構成威脅。反過來也可以計算水產品的安全消費量，按珠江河網水產品中菊酯類農藥的最高濃度計算，成年人每天進食水產品小于5.54 × 104kg·d-1，水產品中的菊酯類農藥不會對成年人造成健康威脅，顯然成年人每天的水產品消費量遠遠小于安全消費量(5.54×104kg·d-1)。

綜上所述，可以得出：

(1)珠江河網水產品中PYRs質量分數介于ND～3.05 μg·kg-1，菊酯農藥在不同水生動物中分布不同，可能與其食性和生活習性有關。

(2)氯菊酯在珠江河網水產品中的檢出率最高，達到100%，蝦類和貝類中菊酯的檢出率均很高；氯菊酯在魚類肌肉和貝類中的檢出量最高，溴氰菊酯在蝦類中檢出量最高。菊酯農藥在水生動物中的富集可能與不同生物對菊酯在其體內固有的代謝能力和Kow有關。

(3)珠江河網水產品中PYRs的年暴露風險指數為3.96×10-13～1.21×10-10a-1，每年每百萬人中不會超過1人會因食用水產品而產生健康風險，此風險水平遠低于人體健康危害最大接受風險水平(10-6a-1)。

致謝：感謝龐世勛老師及其他人在實驗過程中的幫助！

參考文獻：

[1] 高鈺一, 沈美芳, 宋紅波, 等. 氣相色譜法測定水產品中7種擬除蟲菊酯的殘留量[J]. 水產學報, 2009, 33(1): 133-138

Gao Y Y, Shen M F, Song H B, et al. Deteminational of 7 pyrethroids residues in aquatic product by gas chromatography [J]. Journal of Fisheries of China, 2009, 33(1): 132-138 (in Chinese)

[2] Erlanger T E, Enayatly A A, Hemingway J. Field issues related to effectiveness of insecticide treated nets in tanzania[J]. Medical and Veterinary Entomology, 2004, (18): 153-160

[3] Cerda E. Action potential and underlying ionic currents by the pyrethroid insecticide deltamethrin[J]. Archives of Medical Research, 2002, 33(5): 448-454

[4] Bradbury S P, Coats J R. Comparative toxicology of the pyrethroid insecticides[J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 1989, 108: 133-177

[5] Commission Regulation (EC) No 2162/2001 of November 2001[J]. Official Journal of the European Communities, L291: 9-12

[6] 葛志榮. 食品中農藥化學品殘留限量(食品卷)[M]. 北京：中國標準出版社, 2006: 1563-1579

[7] 中華人民共和國農業部公告第235號. 動物性食品中獸藥最高殘留限量[Z]. 2002

[8] 穆三妞, 賴子尼, 李秀麗, 等. 珠江河網水產品中滴滴涕和六六六殘留特征及風險評價[J]. 生態毒理學報, 2013, 8(1): 85-91

Mu S N, Lai Z N, Li X L, et al. Residues characteristics and risk evaluation of ddts and hchs in aquatic products from Pearl River Estuary [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(1): 85-91 (in Chinese)

[9] Nie X, Lan C, Wei T, Yang Y. Distribution of polychlorinated biphenyls in the water, sediment and fish from the Pearl River Estuary, China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2005, 50(5): 537-546

[10] 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)

[11] GB17378.7-1998. 海洋監測規范[S]. 北京: 中國標準出版社, 2008

[12] 魏泰莉, 賈曉珊, 杜青平, 等. 珠江口水、沉積物及水生動物中氯苯類有機物的含量及分布[J]. 環境科學學報, 2007, 27(10): 1717-1726

Wei T L, Jia X S, Du Q P, et al. Chlorobenzenes in the waters, sediments and aquatic animals from the Pearl River Estuary [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2007, 27(10): 1717-1726 (in Chinese)

[13] Gunnarsson J S, Skold M. Accumulation of polychlorinated biphenyls by the infaunal brittle stars amphiurafiliformis and a.chiajei: Effects of eutrophication and selective feeding[J]. Marine Ecology Progress Series, 1999, 17(186): 173-185

[14] Johnson M S, Leah R T, Connor L, et al. Polychlorinated biphenyls in small mammals from contaminated landfill sites [J]. Environmental Pollution, 1996, 92(2): 185-191.

[15] Feo M L, Ginebreda A, Eljarrat E, et al. Presence of pyrethroid pesticides in water and sediments of Ebro River Delta [J]. Journal of Hydrology, 2010, 393: 156-162.

[16] 趙李娜, 賴子尼, 李秀麗, 等. 珠江河口沉積物中擬除蟲菊酯類農藥污染及毒性評價[J]. 生態環境學報, 2013, 22(8): 1408-1413

Zhao L N, Lai Z N, Li X L, et al. Contamination and toxicity evalution of pyrethroids in sediments of the Pearl River Estuary [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2013, 22(8): 1408-1413 (in Chinese)

[17] Koch H M, Wittassek M, Bruning T, et al. Exposure to phthalates in 5-6 years old primary school starters in Germany-a human biomonitoring study and a cumulative risk assessment [J]. International Journal of Environmental Health Research, 2011, 214(3): 188-195.

[18] 羅固源, 梁艷, 許曉毅, 等. 長江嘉陵江重慶段鄰苯二甲酸酯污染及評價[J]. 三峽環境與生態, 2009, 2(3): 43-49

Luo G Y, Liang Y, Xu X Y, et al. Pollution and assessment of phthalic acid esters of the Yangtze River and Jialing River in Chongqing [J]. Environment and Ecology in the Three Gorges, 2009, 2(3): 43-49 (in Chinese)

[19] 唐洪磊, 郭英, 孟祥周, 等. 廣東省沿海城市居民膳食結構及食物污染狀況的調研對持久性鹵代烴和重金屬的人體暴露水平評價[J]. 農業環境科學學報, 2009, 28(2): 329-336

Tang H L, Guo Y, Meng X Z, et al. Nutritional status in dietary intake and pollutants via food in coastal cities of guangdong province, China-assessment of human exposure to persistent halogenated hydrocarbons and heavy metals [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(2): 329-336 (in Chinese)

[20] Aguera A, Estrada L A P, Ferrer I, et al. Application of time-of-flight mass spectrometry to the analysis of photo transformation products of diclofenac in water under natural sunlight [J]. Mass Spectrometry. 2005, 40(7): 908-912