廈門灣13種水產動物中有機氯及多氯聯苯的污染特征及風險評價

張樂蒙 ，吳 昊，劉四光，陳 嵐，王 鍵，黃智偉，黃 昆，林君卓，杜慶紅，陳 凱，傅婷婷

(福建海洋研究所，福建 廈門 361013)

有機氯(Organochlorines，OCPs)和多氯聯苯(Polychlorinated biphenyls，PCBs)是早期工業化過程中用于提高農業和工業生產效率的重要化合物之一，它們的生產和使用促進人們的生活水平得到了顯著提高。隨著對其了解的加深，人們逐漸發現這些化合物會對生態環境以及人類健康產生一系列危害，如三致效應、生殖毒性以及基因毒性等[1-3]。雖然我國相關政策的出臺限制了這類化合物的直接排放，但近年來仍有文獻報道水體、沉積物及生物體中OCPs和PCBs的檢出[4-6]。OCPs和PCBs作為斯德哥爾摩公約第一批認定的持久性有機污染物(Persistent organic pollutants，POPs)，其性質穩定，在生產和使用后會通過雨水沖刷、地表徑流和大氣沉降等途徑進入海洋水體。進入海洋的OCPs和PCBs，部分經過一系列物理化學過程吸附在懸浮顆粒物上，最終沉降進入海底沉積物，部分被生物體吸收、并在體內不斷累積和轉化，導致生物體內OCPs和PCBs濃度逐漸增加。POPs的污染已經對近岸海洋生態系統中的重要組成，如生物棲息環境、生物多樣性以及生物鏈完整性等，構成了極大的威脅[7-9]。此外，海洋生態系統中的POPs還會通過食物鏈傳遞和生物放大效應進一步對一些頂級捕食者的健康產生威脅，如人類和中華白海豚等，他們位于食物鏈頂端，且擁有較長的生命周期，更易在體內累積有機污染物[10]。

廈門灣位于福建省東南部，是典型的亞熱帶半封閉性港灣，主要受黑潮、南海暖流、閩浙沿岸水和西側九龍江口徑流的影響[11]。廈門灣為地理位置優越的天然良港，棲息著我國國家一級重點保護海洋珍稀物種——中華白海豚。此外，廈門灣還是我國傳統的定置網和流刺網作業海區，海洋生物資源十分豐富，具有重要的社會價值、生態價值和經濟價值[12-14]。但是，自20世紀60年代開始，隨著工業和農牧業的迅速發展，廈門灣海域環境和生物受到了不同程度的污染。本研究選取不同季節捕獲于廈門灣海域不同區域的13種水產動物為研究對象，采用氣相色譜質譜聯用儀對其體內的OCPs(4種DDTs和4種HCHs)和PCBs(10種)含量進行分析。采用美國環保局(EPA)推薦的接觸風險指數(ERI)法和致癌風險指數(CRI)法，評價人類食用受OCPs和PCBs污染水產動物產生的暴露風險；采用Hung C L H等的最大允許攝入量(MACRfD和MACTRV)評價方法，評估中華白海豚捕食受污染水產動物的暴露風險[15]。本研究為探明廈門灣海域不同水產動物中OCPs和PCBs污染特征、揭示水產動物體內的OCPs和PCBs含量的時空變化規律奠定基礎，也為沿岸居民海產品食用安全以及廈門灣珍稀物種中華白海豚健康評估提供基礎數據。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

氣相色譜-三重四級桿質譜聯用儀(GC-MS/MS)(美國賽默飛，TSQ8000evo)；旋轉蒸發儀(德國IKA，HB eco)；氮吹儀(中國安普，24位氮吹儀EFAA-DC24)；電子天平(德國sartorius，BAS224S-CW)；超純水儀(中國銳思捷，RODI水純化系統)；微量進樣針(瑞士Hamilton，10 μL、100 μL、1 000 μL)；馬弗爐(中國精宏，SXL-1016T)。

丙酮、正己烷和二氯甲烷(美國西格瑪，色譜純級別4 L)；氟羅里硅土柱(美國Supelco，Florisil 6 mL/1 g)；無水硫酸鈉(中國國藥集團，分析純 500 g)；8種OCPs(4種HCHs和4種DDTs)混標(100 mg·L-1)、10種PCBs混標(1 mg·L-1)和內標物氘代菲(100 mg·L-1)均購于國家標準物質中心。

1.2 樣品的采集與制備

水產動物樣品由自然資源部第三海洋研究所采集并提供。在廈門灣共設置15個站位(圖1)，為方便后續研究，將15個站位分為3個區域，R1～R4為同安灣海域，R5～R10為廈金海域，R11～R15為九龍江入海口及廈門西港海域。采樣時間分別為2019年8月26至29日(夏)、2019年11月25至29日(秋)、2020年2月25至28日(冬)、2020年4月25至29日(春)。樣品經鑒定、統計，共計13種，包括條紋叫姑魚(Johniusfasciatus)、叫姑魚(Johniusgrypotus)、青石斑魚(Epinephelusawoara)、勒氏短須石首魚(Sciaenarusselli)、褐菖魚由(Sebastiscusmarmoratus)、孔魚叚虎魚(Trypauchenvagina)、日本瞳鲬(Inegociajaponica)、中華海鯰魚(Ariussinensis)、斑魚祭(Konosiruspunctatus)、條紋斑竹鯊(Chiloscylliumplagiosum)、短蛸(Octopusfangsiao)、火槍烏賊(Loligobeka)和曼氏無針烏賊(Sepiellamaindroni)，共158個樣品(表1)。樣品經超純水沖洗后，取肌肉組織，切碎后勻漿，并保存于-20℃下，待處理。

表1 廈門灣漁獲13種水產動物的樣品信息

續表1

1.3 樣品預處理和分析方法

1.3.1 樣品預處理

前處理過程中，凈化方式參照李榮等的前處理方法[16]。取勻漿后的樣品5 g于離心管中，加入過量無水硫酸鈉除水后，分別用20 mL和15 mL丙酮和正己烷(1∶1，V∶V)的混合溶劑對樣品進行兩次萃取，采用超聲波輔助萃取，兩次超聲萃取時間均為15 min。3 500 r·min-1轉速離心后，合并上清液于旋轉蒸發瓶中，在35℃下用旋轉蒸發儀濃縮至2 mL，并轉溶為正己烷。濃縮液采用弗羅里硅土柱(Florisil，6 mL/1 g)進行凈化，使用之前先后用8 mL二氯甲烷和6 mL正己烷進行活化，并注意勿使凈化柱干燥。濃縮液上柱后，再用6 mL正己烷分三次清洗旋轉蒸發瓶，轉至凈化柱。然后采用10 mL丙酮和正己烷(1∶9，V∶V)混合溶劑進行洗脫。收集洗脫液，氮吹濃縮至近干，用正己烷定容至1 mL，于-20℃下保存，待測。

1.3.2 儀器條件

氣相色譜質譜聯用儀配備色譜柱型號為DB-5ms(30 m×0.25 mm×0.25 μm)；進樣口溫度、離子源溫度和傳輸線溫度分別為280、300、300℃；進樣量為1 μL；升溫程序，初始溫度為80℃，保持3 min，然后以20℃·min-1升至180℃并保持5 min，最后以10℃·min-1升至290℃，保持10 min；載氣為高純氦(He，99.999%)，載氣流速為1.2 mL·min-1。18種目標物的離子信息及質譜參數見附表1。

1.3.3 質量控制

采用內標法定量，每批次處理20個樣品，包含1個方法空白、1個實驗室平行和1個樣品加標回收率。OCPs和PCBs的加標回收率分別為82.7%～105.3%、79.4%～99.3%。得出的所有濃度數據均以樣品濕重為基礎計算。

1.4 風險評價

1.4.1 對人類健康風險評價方法

本研究根據OCPs和PCBs在水產動物肌肉組織中的殘留情況，采用美國環保局(EPA)推薦的接觸風險指數(Exposure risk index，ERI)和致癌風險指數(Cancer risk index，CRI)作為標準，計算評估人體食用受OCPs和PCBs污染的水產動物而產生的健康安全風險[17-18]。具體計算方法為：

ERI=(CI×CW)/RfD

(1)

CRI=CI×CW×CSF

(2)

式中，CI為水產動物肌肉組織中污染物的濃度；CW為每人每千克體重的日均水產動物攝入量，本研究以77.54 g·d-1計[19]。RfD為污染物i的每日攝入參考劑量[Reference dose，μg·(kg·d)-1]；CSF為致癌斜率系數[Cancer slope factor，kg·(d·mg)-1]評價所需的OCPs和PCBs分別對應的RfD和CSF參數值(表2)。

表2 HCHs、DDTs和PCBs的RfD和CSF值[20]

一般認為，若CRI≤10-6，則不具備致癌風險；10-610-4則認為有嚴重的致癌風險。ERI以1為限值，ERI<1時，為可接受風險，對健康沒有影響。

1.4.2 對中華白海豚的健康風險評價方法

本研究采用Hung C L H等的評價方法對中華白海豚有機氯及多氯聯苯暴露風險進行評價[15]。該方法基于慢性日參考劑量RfD(Reference dose，mg·kg-1wet weight d-1)和毒性參考值TRV(Toxicity reference value，mg·kg-1wet weight d-1)進行劑量反應評價，通常參考劑量RfD是與人類健康相關的參數，而TRV是與哺乳動物健康相關的參數。最大允許濃度MAC(Maximum allowable concentration)，代表水產動物體內不會對中華白海豚造成不利影響的污染物濃度。基于RfD的MACRfD計算公式由化學物質攝入量推導得出。化學物質攝入量Intake(mg·kg-1d-1)公式如下：

Intake(mg·kg-1d-1)

(3)

式中，CF(Concentration in fish)代表水產動物肌肉內污染物的濃度(mg·kg-1wet weight)；EF(Exposure frequency)代表暴露頻率(d·year-1)；ED(Exposure duration)代表暴露周期(year)；BW(Body weight)代表體質量(kg)；AT(Average time)代表平均時間(每天平均暴露時間)；IR(Ingestion rate)代表攝入率；FI(Fraction ingested)代表攝入分數，風險評估所用參數詳情見表3。

表3 中華白海豚風險評估相關參數

當Intake=RfD或TRV，而且CF=MACRfD或MACTRV時：

(4)

(5)

風險商RQ由以下公式計算：

(6)

(7)

在本研究中，將暴露評估和劑量反應評估得出的結果綜合起來對中華白海豚進行風險評估；RQ≤1表示對中華白海豚沒有影響，RQ>1則表示對中華白海豚的健康存在影響。

1.5 數據分析

采用統計分析軟件IBM-SPSS statistics 22對不同水產動物體內有機污染物的差異進行單因素方差分析(One-way ANOVA)，并采用Tukey’s檢驗差異的顯著性。

2 結果與分析

2.1 13種水產動物OCPs及PCBs殘留特征

廈門灣海域13種水產動物肌肉中HCHs、DDTs和PCBs殘留量見圖2。由圖2可知，13種水產動物均受到HCHs、DDTs和PCBs不同程度的污染，其中，中華海鯰和斑魚祭肌肉組織中有機污染物總量相對較高，檢出濃度范圍分別為0.98～75.77 μg·kg-1和1.73～26.89 μg·kg-1，平均檢出濃度分別為12.61、11.41 μg·kg-1；同屬石首魚科的水產動物如條紋叫姑魚、叫姑魚、勒氏短須石首魚，平均檢出濃度均在5.00～10.00 μg·kg-1范圍內，而青石斑魚肌肉中的平均檢出濃度則相對較小，為2.70 μg·kg-1；褐菖魚由、日本瞳鲬、條紋斑竹鯊以及孔魚叚虎魚肌肉中平均檢出濃度均在5.00 μg·kg-1以下，分別為3.12、2.46、2.02、1.32 μg·kg-1；頭足類有機污染物殘留水平整體較低，其中只有火槍烏賊平均檢出濃度(5.10 μg·kg-1)較高，而短蛸和曼氏無針烏賊平均檢出濃度則分別為1.15、0.82 μg·kg-1。

本次研究的有機污染物中，HCHs檢出頻率最低，其在13種水產動物肌肉中檢出頻率范圍為0%～56%，檢出濃度范圍為ND～1.12 μg·kg-1。HCHs在斑魚祭肌肉中檢出率最高，為56%(n=9)，檢出濃度范圍在ND～0.16 μg·kg-1之間，平均檢出濃度為0.05 μg·kg-1；最高檢出濃度出現在日本瞳鲬肌肉中，為1.12 μg·kg-1，但在日本瞳鲬中HCHs的檢出率僅為10%(n=10)；3種頭足類水產動物肌肉內，HCHs的檢出頻率為0%。差異性分析結果顯示，不同水產動物間HCHs肌肉組織殘留量無顯著性差異(P<0.05)。DDTs的檢出濃度范圍為0.10～74.94 μg·kg-1，在3種有機污染物中，檢出量占比最高。DDTs在所有種類的水產動物肌肉中均有檢出，最大濃度發現于中華海鯰體內，為74.94 μg·kg-1。按DDTs殘留的平均濃度從大到小排列，13種水產動物依次為中華海鯰、斑魚祭、條紋叫姑魚、叫姑魚、勒氏短須石首魚、火槍烏賊、褐菖魚由、青石斑魚、日本瞳鲬、條紋斑竹鯊、孔魚叚虎魚、短蛸和曼氏無針烏賊，其中中華海鯰與斑魚祭肌肉內殘留的DDTs要顯著高于青石斑魚、褐菖魚由、條紋斑竹鯊、孔魚叚虎魚、日本瞳鲬、短蛸和曼氏無針烏賊(P<0.05)。PCBs在13種水產動物中檢出濃度范圍為ND～0.72 μg·kg-1，同樣在中華海鯰和斑魚祭體內發現了較高的殘留水平。各水產動物肌肉內PCBs平均檢出濃度按從大到小排序，依次為中華海鯰、斑魚祭、叫姑魚、勒氏短須石首魚、條紋叫姑魚、火槍烏賊、日本瞳鲬、褐菖魚由、短蛸、條紋斑竹鯊、曼氏無針烏賊、孔魚叚虎魚和青石斑魚，其中中華海鯰體內的PCBs殘留量(0.12 μg·kg-1)顯著高于青石斑魚、條紋斑竹鯊、孔魚叚虎魚以及曼氏無針烏賊(P<0.05)。中華海鯰在春季，會由深水向河口生殖洄游，九龍江口是其產卵場，斑魚祭也具有洄游特性，喜棲息于河口區域，而其余水生動物則沒有明顯的河口生活習性[22-24]。而且根據相關研究結果，九龍江入海口及廈門西港海域沉積環境中OCPs與PCBs的殘留量要高于同安灣及廈金海域[25]。因此，具有河口生活習性的水產動物可能有較大概率在體內蓄積這些污染物。

2.2 水產動物有機氯及多氯聯苯污染的時空特征

廈門灣海域水產動物污染物水平的時空分布特征見圖3，相較于同安灣和廈金海域，九龍江口與廈門西港海域水產動物的有機污染較嚴重，其體內有機污染物總量的平均值僅在秋季時較低，為2.15 μg·kg-1，其余季節均高于同安灣和廈金海域；在秋季、冬季和春季，同安灣與廈金海域有機污染物的檢出水平基本持平，均在4.00 μg·kg-1左右，而在夏季，廈金海域平均檢出濃度要高于同安灣海域。

在同安灣和廈金海域，水產動物體內有機污染物的檢出水平隨季節性變化不明顯，但在九龍江口及廈門西港海域有機污染物的檢出則呈現出一定的季節性變化。HCHs在九龍江口與廈門西港海域的檢出頻率存在一定的季節性變化，夏季時所有樣品均未檢出(n=11)，在秋季和冬季時的檢出頻率有所提升，分別為33%(n=9)、42%(n=12)，而在春季時樣品中HCHs的檢出頻率達到最高，為86%(n=14)。DDTs和PCBs在九龍江口與廈門西港海域所有樣品中的平均檢出濃度也呈現出明顯的季節性變化。DDTs的平均檢出濃度在冬季和春季時檢出濃度較高，分別為12.96、7.41 μg·kg-1，在夏季和秋季時檢出濃度則較低，分別為5.80、2.11 μg·kg-1；PCBs的檢出特征與DDTs相似，夏、秋兩季平均檢出濃度較低，均為0.02 μg·kg-1，而在冬、春兩季平均檢出濃度則相對較高，分別為0.14、0.08 μg·kg-1。

2.3 水產動物中有機氯及多氯聯苯來源分析

所考察的HCHs四種單體[α-HCH(ND～0.28 μg·kg-1)、β-HCH(ND～0.15 μg·kg-1)、γ-HCH(ND～0.34 μg·kg-1)和δ-HCH(ND～0.50 μg·kg-1)]在13種水產動物肌肉中均有檢出，檢出頻率分別為15.82%、1.27%、1.90%和5.70%，從檢出頻率上看，α-HCH>δ-HCH>γ-HCH>β-HCH。環境樣品中HCHs殘留輸入狀況通常以α/γ比值進行分析，在本研究中，由于同時檢出α-HCH和γ-HCH的樣品只有一個，因此本研究未對HCHs進行來源分析。

DDTs在不同的自然環境中可降解為不同的產物，若無新DDT輸入，DDT的相對含量會不斷降低，相應產物的含量就會不斷升高；DDT在有氧條件下轉化為p，p’-DDE，而在厭氧條件下降解為p，p’- DDD，因此可通過DDT/(DDD+DDE)和DDD/DDE的比值，來示蹤DDT的降解環境和降解程度，判斷是否有新的DDT農藥輸入[26-27]。本研究中，p，p’-DDE檢出頻率為100%，占DDTs檢出總量的主要部分，平均檢出濃度為2.40 μg·kg-1；其次是p，p’-DDD和p，p’-DDT，平均檢出濃度分別為1.36、1.21 μg·kg-1；而o，p’-DDT則在所有水產動物中均未檢出。林姍姍[28]、陳茜茜[29]、周博[30]對九龍江流域水體中的有機污染物進行了監測，結果發現DDTs在2012—2018年間基本未檢出，僅2014年間有零星檢出。在本研究中，所有樣品中DDT/(DDD+DDE)值均小于1(圖3)，這些均表明廈門灣海域已無DDTs輸入。此外，從圖4可以看出樣品中有86.1%的p，p’-DDE/p，p’- DDD值大于1，這意味著DDTs的環境和生物降解過程主要以有氧條件下的降解為主。

我國生產的PCBs工業產品主要為3Cl CBs和5Cl CBs，高氯代單體(>6Cl)的含量很少，而高氯代PCBs主要來源于燃燒過程帶來的人為污染，如水泥的高溫煅燒、廢棄物燃燒等與熱相關的過程[31]。因此低氯代PCBs可以用來指示工業商品污染，而高氯代PCBs可以用來指示現代人為污染。在本研究中，廈門灣13種水產動物肌肉中三氯聯苯(PCB28)、四氯聯苯(PCB52)、五氯聯苯(PCB138、PCB153和PCB155)、七氯聯苯(PCB180)和八氯聯苯(PCB198)檢出率及平均檢出比重在同安灣、廈金海域和九龍江口及廈門西港海域三個區域均較低，而六氯聯苯(PCB138、PCB153和PCB155)在三個區域的平均檢出比重均占主導地位，分別為96.6%、89.7%和88.2%(圖4)。

2.4 風險評價

2.4.1 人類健康風險評價結果

采用USEPA健康風險評價模型對水產樣品中的HCHs、DDTs和PCBs進行風險評估，并采用第5、50和95百分位對數據進行統計，詳情見表4。結果表明HCHs和PCBs的接觸風險指數ERI均遠小于1；而DDTs僅ERI(95th)大于1，ERI(50th)和ERI(5th)均小于1。HCHs、DDTs和PCBs的致癌風險指數CRI結果則顯示，同安灣和廈金海域CRI(HCHs)均在1×10-6～1×10-5范圍內，而在九龍江口及廈門西港海域，CRI(HCHs)僅在第95百分位時大于1×10-5；三個區域在第5和50百分位時CRI(PCBs)均小于1×10-5；最值得注意的是DDTs的污染，它的CRI(DDTs)均大于1×10-6，尤其是同安灣和九龍江口及廈門西港的樣品的CRI(DDTs)均大于1×10-5。

表4 水產動物肌肉中OCPs與PCBs接觸風險指數ERI與致癌風險指數CRI

2.4.2 中華白海豚健康風險評價結果

本研究采用第5、50和95百分位對中華白海豚通過進食暴露PCB和OCP風險的相關數據進行統計，表5總結了分別基于MACRfD和MACTRV計算得出的RQ(5th、50th、95th)。可以看出，RQ(MACTRV)均小于1，而RQ(MACRfD)僅在第95百分位大于1。

表5 基于MACRfD和MACTRV計算得出的有機污染物的風險商

3 討論

沉積環境中的OCPs污染是歷史遺留問題，我國早在1983年就已禁止使用HCHs和DDTs，近些年的連續監測也顯示九龍江徑流對廈門灣海域已無OCPs輸入[28-30]。但這類污染物在環境中極難降解，早前輸入并沉積在底泥中的OCPs會在環境發生變化時重新釋放到水環境中，對水生生物造成二次污染，進而對中華白海豚和處于食物鏈頂端的人類的健康造成影響。

廈門灣海域是九龍江的入海口，九龍江平均年徑流量為82×108m3，是影響廈門西部和南部水域水質的重要因素之一[11]；廈門市工業不發達，周邊海域PCBs的污染主要來自于九龍江的輸入[32]。這些因素使得九龍江口及廈門西港OCPs和PCBs等有機污染物在沉積物中的殘留量要高于同安灣及廈金海域[25]。因此，相較于同安灣及廈金海域，棲息于九龍江口及廈門西港的水產動物在體內累積HCHs、DDTs和PCBs等有機污染物的概率更高。

水生生物體內污染物的濃度往往與其棲息水環境污染狀況密切相關[33]。在九龍江口及廈門西港海域，水環境主要受九龍江徑流的影響，然而相關研究顯示九龍江徑流對廈門灣海域已無OCPs輸入，因此該海域水體中HCHs和DDTs濃度水平會受徑流輸入的稀釋和沉積物的再釋放兩者共同影響。在8月和11月，九龍江流域處于豐水期-平水期過程，上游未受污染的水源大量流入九龍江口及廈門西港，此時上游潔凈水源的稀釋作用可能占主導，造成水體濃度降低，進而導致生物體內污染物濃度降低；而在2月和4月，九龍江流域處于枯水期-平水期過程，徑流流量變小，此時沉積物再釋放可能占主導，造成水體濃度升高，進而導致生物體內污染物濃度升高。遺憾的是，本研究未同時對該海域水體和沉積物中HCHs、DDTs和PCBs的濃度水平進行調查，因此后續將加強相關研究，進一步探討九龍江口及廈門西港水產動物體內污染物季節性變化的原因。

廈門灣海域已無DDTs的輸入在本研究中得到了進一步確證，因此生物體內DDTs污染主要來源于沉積物的再釋放。PCBs來源分析則表明廈門灣海域PCBs的污染并非來源于工業產品的污染，而是來源于煅燒、燃燒等與熱相關的現代人為污染。雖然廈門灣水產動物HCHs、DDTs和PCBs的污染幾乎不會對人類造成接觸風險，但DDTs的污染卻會對人類造成潛在的致癌風險，并且有一定概率造成較大的甚至嚴重的致癌風險。本研究僅考察了水產動物肌肉組織中的污染物含量，然而相關研究表明，魚內臟中污染物濃度往往比肌肉組織高，如張小輝等[34]發現漢江黃顙魚內臟中DDTs的平均含量為123.3 μg·kg-1，大約是肌肉組織內的5倍(24.27 μg·kg-1)。中華白海豚進食方式為整魚吞噬，因此利用肌肉組織中的污染物濃度對中華白海豚進行風險評價可能會導致結果偏低。

4 結論

本文對廈門灣海域常見的13種水生動物中8種OCPs和10種PCBs含量進行了分析研究，探討了其污染特征，對其來源進行分析，并對人類以及中華白海豚食用安全風險進行了評估，得出以下結論：

1)HCHs、DDTs已禁用多年，但在此次調查中發現水產動物肌肉組織中仍有一定濃度的HCHs和DDTs殘留。歷史遺留的OCPs污染問題仍然對廈門灣海域的生態環境、人類和中華白海豚等頂級捕食者的健康產生著持續的影響。

2)與HCHs和PCBs相比，DDTs在廈門灣13種水生動物肌肉組織內平均含量較高；中華海鯰和斑魚祭體內有機污染物平均含量會高于其他水生動物；相對于同安灣和廈金海域，九龍江口與廈門西港海域水產動物受到的有機污染較嚴重；九龍江口及廈門西港海域有機污染物的檢出呈現出冬季和春季平均檢出濃度和檢出頻率高于夏季和秋季。這些特征對人類食用水產品的種類和季節等具有一定的指導性意義。

3)來源分析結果顯示，廈門灣水產動物體內的DDTs污染主要來源于歷史殘留；PCBs的污染主要是來源于煅燒、燃燒等與熱相關的人類行為過程，如水泥的煅燒。風險評價結果顯示，廈門灣水產動物體內HCHs和PCBs的污染基本不會對人類產生風險，而DDTs的污染則會對人類造成潛在的致癌風險，有一定概率造成較大的甚至嚴重的致癌風險；由于中華白海豚進食方式為整魚吞噬，因此針對中華白海豚的評價結果可能偏低。