從經食、飲水和吸入途徑評估8 種經濟林常用農藥對鳥類的暴露風險

許加明, 楊永猛, 虞 悅, 卜元卿,陳詩卉, 王艮梅, 周 蓉*,

(1. 南京林業大學 林學院 現代南方林業協同創新中心，南京 210037；2. 生態環境部 南京環境科學研究所，南京 210042；3. 國家環境保護農藥環境評價與污染控制重點實驗室，南京 210042)

據估計，全球已發現共有超過9 000 種鳥，其中中國有1 200 多種[1]。因種類多、數量大、分布廣泛，鳥類對人類的生產活動和自然界的生態平衡均有著十分重要的積極影響，例如在消滅害蟲、害獸、授粉及種子傳播中均起著重要作用。

化學農藥因其使用方便、成效顯著，在防治經濟林病蟲害方面應用廣泛，但也因此對林間的生態環境造成了不良影響。農藥殘留可導致鳥類出現中毒癥狀，嚴重時甚至造成死亡。林間鳥類接觸農藥的途徑主要有以下幾種：1) 食用被農藥污染的食物，如昆蟲、植物的種子和果實等；2) 飲用含有農藥的地表水；3) 施用農藥時，直接噴施在鳥的身體上或是巢穴上；4) 直接食用農藥；5) 沾染了附著在枝干和樹葉上的農藥[1]。

林間鳥類受到農藥危害的主要途徑除了經食和飲水外，吸入也是一種不可忽視的途徑。吸入暴露主要分為兩種，一種是農藥揮發進入鳥體內，另一種是農藥噴施時的細小霧滴進入鳥體內。2004 年，美國環保署 (EPA) 建議，應將吸入作為鳥類等野生動物農藥暴露的潛在接觸途徑[2]。美國早在20 世紀80 年代即開始研究農藥的生態風險評估方法，目前已形成一套完備的鳥類風險評估程序，美國環保署已開發出多個鳥類評估模型，分別涉及不同的暴露方式[1]。歐盟也在2006 年即開始著手研究鳥類的風險評估方法，于2008 年公布了評估指導意見“Scientific opinion of the panel on plant protection products and their residues (PPR)on the science behind the guidance document on risk assessment for birds and mammals”，從經食、飲水等途徑進行農藥對鳥類的風險評估[3]。我國則在2016 年發布了《農藥登記 環境風險評估指南 第3 部分：鳥類》(NY/T 2882.3—2016)[4]，相比美國和歐盟，我國的鳥類風險評估研究起步較晚，且評估指南僅考慮了經食途徑下的暴露評估方法，這可能會導致評估時低估農藥對鳥類的危害。

本研究采用文獻[4]中關于經食暴露的評估方法，以及美國環保署研發的SIP 和STIR 模型，分別從經食、飲水和吸入3 個暴露途徑，評估了敵百蟲、殺螟硫磷、蟲螨腈和敵敵畏等8 種經濟林常用農藥對鳥類的環境暴露風險。旨在通過借鑒國外先進的評估方法，為進一步完善我國的農藥環境風險評估指南提供參考，同時也為這8 種農藥在經濟林中的使用和管理提供科學依據。

1 評估方法

1.1 經食途徑暴露評估

采用文獻[4]中的方法及模型進行評估。將農藥對鳥類的毒性試驗按暴露時長從低到高劃分為急性試驗、短期試驗及繁殖試驗 (長期試驗)。暴露分析部分通過農藥的不同使用方式確定暴露場景，并選擇相應的指示物種，分別計算農藥的急性、短期及長期預測暴露劑量 (PED)。效應分析則通過分析急性、短期以及長期毒性試驗數據，從而獲得急性經口毒性終點LD50值、短期飼喂毒性終點LC50值及繁殖毒性終點NOEC (最大無效應濃度) 值。根據暴露時長的不同，將農藥對鳥類的風險分為急性風險、短期風險及長期風險。結合暴露分析和效應分析，得到 PED 和預測無效應劑量(PNED)，根據 RQ (風險商) 值進行風險表征：RQ ≤1，風險可接受；RQ ＞ 1，則風險不可接受[4]。

1.2 飲水途徑暴露評估

1.2.1 評估模型SIP 介紹 SIP 模型的目的是估算鳥類僅通過飲水接觸農藥的暴露量上限，模型計算以農藥的溶解度為基礎。為了獲得暴露量估值上限，SIP 采用以下保守假設進行推導[5]：

1) 農藥在飲用水中的濃度直接以農藥在水中的最大溶解度 (25 ℃) 作為預估值；2) 被評估的鳥每日所需的所有水都通過飲用該含有農藥的水獲得；3) 被評估鳥每日所需的飲水量根據Nagy 和Peterson 計算方法得到；4) 根據T-REX 模型中最小的普通鳥類體重，假設被評估鳥的體重為20 g。

基于上述假設，將每日鳥的飲水量乘以農藥在水中的最大溶解度 (25 ℃)，再除以被評估鳥的體重，即可獲得暴露量。此處的鳥類設定為雀形目，可代表在農業地區活動的大多數鳥類，它們比其他鳥類有著更高的每日飲水量需求，因此，該計算方法對水中農藥濃度的估算是最為保守的。具體計算公式[5]見式 (1) 和式 (2)。

其中，F為鳥類每日飲水量，L；AW 為被評估鳥類的體重，T-REX 模型中默認為最小的普通鳥類體重，為20 g；Dose 為農藥暴露量，mg/kg(bw)；S為農藥溶解度，mg/L。

1.2.2 飲水途徑暴露毒性終點值校正 毒性終點分為急性毒性終點和慢性毒性終點。

1.2.2.1 急性毒性終點校正 飲水途徑暴露的鳥類急性毒性終點值采用T-REX 模型中的方法進行校正。具體計算公式[5]見式 (3)。

其中，AT 為校正急性毒性終點值，mg/kg(bw)；LD50為試驗毒性終點值，mg/kg (bw)；AW 含義同公式 (2)，為20 g；TW 為試驗鳥的體重，取SIP 模型中北美鵪鶉體重，為178 g；x為Mineau 尺度因子，殺螟硫磷、殘殺威以及敵百蟲的x值分別為1.040 1、1.294 2 和1.315 3，其余幾種農藥均采用SIP 模型中的默認值1.15[5]。

1.2.2.2 慢性毒性終點校正 鳥類的慢性毒性終點為 NOAEC (無可見生態不良效應濃度)，以食物中農藥的濃度表示，與鳥的體重無關。為了將試驗鳥的NOAEC 值轉換為評估鳥類的校正慢性毒性終點值，需考慮試驗鳥的每日攝食量 (干重)。考慮到不同鳥種攝食量的差異，采用較為保守的計算方法，因此轉換后的校正慢性毒性終點值也較低。每日攝食量計算公式[5]見式 (4)。

其中，FI 為試驗鳥的每日攝食量，kg；BW含義同公式 (3)，為0.178 kg。

P網體現了群體協作的產出指標，如節點數體現了方案數量，節點得分(點權)體現了方案質量等。文獻研究表明，D網的節點度分布類型、中心性、集聚系數等網絡結構指標對設計師群體的“智力”和工作效率都有影響。二部網絡模型是對群體協作機制較全面的表述，涵蓋了設計師群體行為和產出指標等多類數據。

校正慢性毒性終點計算公式見式 (5)。

其中，Dct為校正慢性毒性終點值，mg/kg(bw)；NOAEC 為慢性毒性終點值，mg/kg (飼料)。

1.2.3 飲水途徑暴露風險表征方法 計算得到暴露量和校正毒性終點值后，按照SIP 模型中的方法對鳥類的飲水途徑暴露風險進行表征[5]。急性暴露時，若暴露量與校正急性毒性終點值的比值小于0.1，則認為飲水暴露途徑的急性風險無需關注；反之，若暴露量與急性毒性終點校正值的比值大于0.1，則認為對飲水暴露途徑的急性風險需加以關注。同樣，長期暴露時，若暴露量與校正慢性毒性終點值的比值小于1，則認為飲水暴露途徑的慢性風險無需關注；若該比值大于1，則認為對飲水暴露途徑的慢性風險需加以關注[5]。

1.3 吸入暴露途徑評估

1.3.1 評估模型STIR 介紹 STIR 主要包含兩種吸入暴露途徑：霧滴吸入和揮發吸入。該模型以農藥理化性質為基礎估算暴露量，同時還需要考慮施藥方法 (如地面噴灑與空中噴灑) 及施藥量：如果農藥以不接觸葉面的方式施用，如顆粒劑撒施，則僅考慮農藥揮發吸入的暴露量；如果農藥直接以噴霧方式施用，則兩種吸入途徑都要考慮[2]。

揮發吸入途徑的暴露量計算公式[2]見式 (6～8)(部分參數為STIR 模型默認值)。

其中：Cs為飽和時揮發到空氣中的農藥濃度，mg/m3；VP 為農藥的蒸氣壓，Pa；M為農藥的摩爾質量，g/mol；Vm為在25°C 和1 個標準大氣壓下，1 mol 氣體所占的體積，根據理想氣體定律，默認為24.45 L/mol；106為 (mg·L) / (g·m3) 的值；1.01 325×105表示1 個標準大氣壓，Pa。

其中：284 為常數，mL/ (kg·min)；IRavian為被評估鳥類的吸入率，cm3/h；AWavian為被評估鳥類的體重，T-REX 模型中默認為0.02 kg；60 為單位h 到min 的轉換系數；A為活動系數，將靜止吸入率乘以系數表示 “野外活動” 吸入率，默認為3。

其中：VIDavian為揮發暴露途徑最大吸入劑量，mg/kg (bw)；Dv為暴露時長，STIR 模型中默認為1 h；106為cm3與m3的轉換因子。

其中：Cair為空氣中農藥霧滴的濃度，mg/cm3；AR 為農藥施用量，mg/cm2；H為噴施農藥時的高度，STIR 模型中地面噴霧施藥的高度默認為1 m；100 為cm 與m 的轉化因子。

其中：SIDavian為霧滴吸入劑量，mg/kg (bw)；Finhaled為吸入的噴霧分數，來自化學標簽上提供的信息，如果標簽未標注，則默認為0.9；Ds為噴霧時吸入時長，默認為0.5 min；60 含義同公式 (7) 。

1.3.2 吸入暴露途徑效應評估終點校正 在無法獲得鳥類吸入暴露的毒性數據時，該模型也可利用鳥類和哺乳動物肺組織厚度和表面積差異的校正因子，通過哺乳動物的毒性數據來估算出鳥類的吸入毒性終點值。相關計算公式[2]見式 (11～15)(部分參數為STIR 模型默認值)。

其中：IRmammal為被評估哺乳動物的吸入率，cm3/h；379 為常數，mL/ (kg·min)；AWmammal為被評估哺乳動物的體重，T-REX 模型中默認為最小的哺乳動物體重，為0.015 kg；60 含義同公式 (7) 。

其中：CF 為轉換因子，L/(h·kg)；0.001 為常數，L/cm3。

其中：LD50ri為哺乳動物吸入暴露的LD50值，mg/kg (bw)；LC50ri為哺乳動物吸入暴露的LC50值，mg/L；Abs 為1，假設吸收率為100%；CF 為轉換因子，計算公式見式 (12)；Dl為吸入試驗的持續時長，默認為4 h；A為活動因子，動物默認值為1，代表實驗條件下處于休息狀態的大鼠。

其中：LD50adj為校正后大鼠吸入暴露的LD50值，mg/kg (bw)；TWmammal為試驗哺乳動物的體重，取大鼠體重默認值0.35 kg；AWmammal為被評估哺乳動物的體重，T-REX 模型中默認為最小的哺乳動物體重，為0.015 kg。

其中：LD50est為鳥類吸入暴露LD50的估計值，mg/kg (bw)；LD50ao為鳥類經口暴露的LD50值，mg/kg (bw)；LD50ro為大鼠經口暴露的LD50值，mg/kg (bw)；3.5 為校正因子，以校正基于鳥類肺表面積和膜厚度的預期毒性吸收水平高于哺乳動物。

通過上述公式估算出鳥類吸入暴露毒性的LD50值后，還需要根據公式 (3) 再進行校正，最終獲得鳥類吸入暴露毒性終點校正值。

1.3.3 吸入暴露途徑風險表征方法 計算得到暴露量和校正的毒性終點值后，通過RQ 對鳥類吸入暴露途徑的風險進行表征。將揮發吸入和霧滴吸入兩種途徑的暴露量分別與毒性終點校正值相比，如果所得 RQ 值小于0.1，則認為農藥對鳥類的吸入暴露途徑風險無需關注；反之，如果 RQ值大于0.1，則認為其風險需加以關注[2]。

1.4 8 種農藥對鳥類的暴露評估參數

通過查詢中國農藥信息網、美國環保署網站、Pesticide Properties DataBase 以及European Food Safety Authority 等網站，收集到8 種農藥對鳥類環境暴露風險評估所需的參數 (見表1)。其中，農藥施用量取自中國農藥信息網，均為林業上登記的最大施用量，所登記作物蠶桑樹、茶樹以及果樹上均有鳥類棲息生活。

表1 8 種農藥對鳥類的暴露評估參數Table 1 Exposure assessment parameters of eight pesticides for avian

1.5 8 種農藥對鳥類的效應評估參數

收集到8 種農藥對鳥類的效應評估參數，如表2 所示。

表2 8 種農藥對鳥類的效應評估參數Table 2 Effect assessment parameters of eight pesticides for avian

2 風險評估結果

2.1 8 種農藥對鳥類的經食途徑暴露風險

從表3 中可看出，評估的8 種農藥以最大用量噴霧施用時，經食暴露途徑中，殘殺威對鳥類的初級急性風險為不可接受，對鳥類的初級短期和長期風險為可接受；敵敵畏、蟲螨腈、敵百蟲和殺螟硫磷對鳥類的初級急性、短期和長期風險均為不可接受；馬拉硫磷對鳥類的初級急性風險可接受，初級短期和長期風險均不可接受；茚蟲威和甲氨基阿維菌素苯甲酸鹽對鳥類的初級急性、短期和長期風險均可接受。

表3 8 種農藥對鳥類的經食途徑暴露風險評估結果Table 3 Results of risk assessment of 8 pesticides on avian exposure through dietary route

2.2 8 種農藥對鳥類的飲水途徑暴露風險

結果見表4。飲水暴露途徑中，所評估的8 種農藥以最大用量噴霧施用時，蟲螨腈和茚蟲威對鳥類的急性和慢性風險均無需關注，其余6 種農藥的急性和慢性風險需引起關注。

表4 8 種農藥對鳥類的飲水途徑暴露風險評估結果Table 4 Results of risk assessment of 8 pesticides on avian exposure through drinking water route

2.3 8 種農藥對鳥類的吸入途徑暴露風險

從表5 中可看出，所評估的8 種農藥以最大用量噴霧施用時，通過吸入途徑暴露，僅敵敵畏的揮發吸入風險需引起關注，其余7 種農藥對鳥類的霧滴吸入和揮發吸入風險均無需關注。

表5 8 種農藥對鳥類的吸入途徑暴露風險評估結果Table 5 Results of risk assessment of 8 pesticides on avian exposure through inhalation route

3 結論與討論

本研究中8 種經濟林常用農藥對鳥類的初級風險評估結果表明：經食暴露途徑中，殘殺威對鳥類的急性風險不可接受，長期風險可接受；敵敵畏、蟲螨腈、敵百蟲和殺螟硫磷對鳥類的急性、短期和長期風險均不可接受；馬拉硫磷對鳥類的短期和長期風險均不可接受；茚蟲威和甲氨基阿維菌素苯甲酸鹽對鳥類的急性、短期和長期風險均可接受。通過飲水途徑暴露，蟲螨腈和茚蟲威對鳥類的急性和慢性風險均無需關注，其余6 種農藥對鳥類的急性和慢性風險需引起關注。吸入暴露途徑中，僅敵敵畏的揮發吸入風險需引起關注，其余7 種農藥對鳥類的霧滴吸入和揮發吸入風險均無需關注。比較發現，所評估的8 種農藥中，僅有茚蟲威在3 種暴露途徑下對鳥類的風險都可接受或無需關注，因此，相比于其他7 種農藥，茚蟲威在經濟林中使用對鳥類較為安全。

研究發現，經食、飲水及吸入3 種暴露途徑評估方式所得結果差別較大。在暴露評估方面，3 種途徑下暴露量的差異最為顯著。經食途徑的暴露量主要取決于農藥施用量及其在鳥類食物中的殘留；飲水途徑的暴露量主要取決于農藥在水中的最大溶解度；而吸入途徑又分為揮發吸入和霧滴吸入兩種，揮發吸入途徑的暴露量取決于農藥的理化性質，霧滴吸入途徑的暴露量則取決于農藥的施用量。蟲螨腈和茚蟲威在飲水途徑暴露下對鳥類的急性和慢性風險均無需關注，其原因主要在于這兩種農藥在水中的溶解度較小，均小于1 mg/L。另外，除敵敵畏以外，其余7 種農藥通過揮發吸入途徑對鳥類產生的風險均無需關注，主要是由于7 種農藥的蒸氣壓較低，揮發性不強。所以，在進行農藥風險評估時，對于在水中溶解度較高的農藥，需要關注其飲水途徑暴露風險；而對于蒸氣壓較高的農藥，則需要關注其吸入途徑暴露風險。

本文采用的3 種評估林業上所用農藥對鳥類暴露風險的方法還存在一定不足之處：一方面，評估結果較為保守，可能會過高估計農藥對鳥類的風險，如被評估鳥選取體型最小的普通鳥類，計算鳥類每日飲水量時選擇每日飲水量需求更高的雀形目鳥類，水中農藥濃度采用最大溶解度等；另一方面，僅從經食、飲水和吸入3 種暴露途徑評估林用農藥對鳥類的風險還不夠全面。因此，本研究開展的僅是初級的風險評估，下一步應針對不同地區的農藥使用狀況及鳥種分布等進行深入調查，開展農藥對不同地區主要鳥類的毒性研究，細化農藥在不同地區的暴露評估參數和效應評估參數，進一步確證林用農藥對鳥類的風險，從而為林業上病蟲害防治農藥種類及施用量選擇提供理論支撐。