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(lián)苯(Polychlorinated biphenyls，PCBs)是早期工業(yè)化過程中用于提高農(nóng)業(yè)和工業(yè)生產(chǎn)效率的重要化合物之一，它們的生產(chǎn)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(fā)現(xiàn)這些化合物會對生態(tài)環(huán)境以及人類健康產(chǎn)生一系列危害，如三致效應(yīng)、生殖毒性以及基因毒性等[1-3]。雖然我國相關(guān)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(zhì)穩(wěn)定，在生產(chǎn)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(jīng)過一系列物理化學(xué)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(nèi)不斷累積和轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致生物體內(nèi)OCPs和PCBs濃度逐漸增加。POPs的污染已經(jīng)對近岸海洋生態(tài)系統(tǒng)中的重要組成，如生物棲息環(huán)境、生物多樣性以及生物鏈完整性等，構(gòu)成了極大的威脅[7-9]。此外，海洋生態(tài)系統(tǒng)中的POPs還會通過食物鏈傳遞和生物放大效應(yīng)進一步對一些頂級捕食者的健康產(chǎn)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(nèi)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(cè)九龍江口徑流的影響[11]。廈門灣為地理位置優(yōu)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(tǒng)的定置網(wǎng)和流刺網(wǎng)作業(yè)海區(qū)，海洋生物資源十分豐富，具有重要的社會價值、生態(tài)價值和經(jīng)濟價值[12-14]。但是，自20世紀(jì)60年代開始，隨著工業(yè)和農(nóng)牧業(yè)的迅速發(fā)展，廈門灣海域環(huán)境和生物受到了不同程度的污染。本研究選取不同季節(jié)捕獲于廈門灣海域不同區(qū)域的13種水產(chǎn)動物為研究對象，采用氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀對其體內(nèi)的OCPs(4種DDTs和4種HCHs)和PCBs(10種)含量進行分析。采用美國環(huán)保局(EPA)推薦的接觸風(fēng)險指數(shù)(ERI)法和致癌風(fēng)險指數(shù)(CRI)法，評價人類食用受OCPs和PCBs污染水產(chǎn)動物產(chǎn)生的暴露風(fēng)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(chǎn)動物的暴露風(fēng)險[15]。本研究為探明廈門灣海域不同水產(chǎn)動物中OCPs和PCBs污染特征、揭示水產(chǎn)動物體內(nèi)的OCPs和PCBs含量的時空變化規(guī)律奠定基礎(chǔ)，也為沿岸居民海產(chǎn)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(chǔ)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

氣相色譜-三重四級桿質(zhì)譜聯(lián)用儀(GC-MS/MS)(美國賽默飛，TSQ8000evo)；旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)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(tǒng))；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，F(xiàn)lorisil 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(biāo)(100 mg·L-1)、10種PCBs混標(biāo)(1 mg·L-1)和內(nèi)標(biāo)物氘代菲(100 mg·L-1)均購于國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心。

1.2 樣品的采集與制備

水產(chǎn)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(shè)置15個站位(圖1)，為方便后續(xù)研究，將15個站位分為3個區(qū)域，R1～R4為同安灣海域，R5～R10為廈金海域，R11～R15為九龍江入?？诩皬B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(jīng)鑒定、統(tǒng)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(jīng)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(chǎn)動物的樣品信息

續(xù)表1

1.3 樣品預(yù)處理和分析方法

1.3.1 樣品預(yù)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(zhuǎn)速離心后，合并上清液于旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)瓶中，在35℃下用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮至2 mL，并轉(zhuǎn)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(zhuǎn)蒸發(fā)瓶，轉(zhuǎn)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(zhì)譜聯(lián)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(biāo)物的離子信息及質(zhì)譜參數(shù)見附表1。

1.3.3 質(zhì)量控制

采用內(nèi)標(biāo)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(biāo)回收率。OCPs和PCBs的加標(biāo)回收率分別為82.7%～105.3%、79.4%～99.3%。得出的所有濃度數(shù)據(jù)均以樣品濕重為基礎(chǔ)計算。

1.4 風(fēng)險評價

1.4.1 對人類健康風(fēng)險評價方法

本研究根據(jù)OCPs和PCBs在水產(chǎn)動物肌肉組織中的殘留情況，采用美國環(huán)保局(EPA)推薦的接觸風(fēng)險指數(shù)(Exposure risk index，ERI)和致癌風(fēng)險指數(shù)(Cancer risk index，CRI)作為標(biāo)準(zhǔn)，計算評估人體食用受OCPs和PCBs污染的水產(chǎn)動物而產(chǎn)生的健康安全風(fēng)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(chǎn)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(chǎn)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?yún)⒖紕┝縖Reference dose，μg·(kg·d)-1]；CSF為致癌斜率系數(shù)[Cancer slope factor，kg·(d·mg)-1]評價所需的OCPs和PCBs分別對應(yīng)的RfD和CSF參數(shù)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(fēng)險；10-610-4則認為有嚴重的致癌風(fēng)險。ERI以1為限值，ERI<1時，為可接受風(fēng)險，對健康沒有影響。

1.4.2 對中華白海豚的健康風(fēng)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(lián)苯暴露風(fēng)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(yīng)評價，通常參考劑量RfD是與人類健康相關(guān)的參數(shù)，而TRV是與哺乳動物健康相關(guān)的參數(shù)。最大允許濃度MAC(Maximum allowable concentration)，代表水產(chǎn)動物體內(nèi)不會對中華白海豚造成不利影響的污染物濃度?；赗fD的MACRfD計算公式由化學(xué)物質(zhì)攝入量推導(dǎo)得出?；瘜W(xué)物質(zhì)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(chǎn)動物肌肉內(nèi)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(zhì)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(shù)，風(fēng)險評估所用參數(shù)詳情見表3。

表3 中華白海豚風(fēng)險評估相關(guān)參數(shù)

當(dāng)Intake=RfD或TRV，而且CF=MACRfD或MACTRV時：

(4)

(5)

風(fēng)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(yīng)評估得出的結(jié)果綜合起來對中華白海豚進行風(fēng)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(shù)據(jù)分析

采用統(tǒng)計分析軟件IBM-SPSS statistics 22對不同水產(chǎn)動物體內(nèi)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(jié)果與分析

2.1 13種水產(chǎn)動物OCPs及PCBs殘留特征

廈門灣海域13種水產(chǎn)動物肌肉中HCHs、DDTs和PCBs殘留量見圖2。由圖2可知，13種水產(chǎn)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(chǎn)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(nèi)，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(chǎn)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(xiàn)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(chǎn)動物肌肉內(nèi)，HCHs的檢出頻率為0%。差異性分析結(jié)果顯示，不同水產(chǎn)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(chǎn)動物肌肉中均有檢出，最大濃度發(fā)現(xiàn)于中華海鯰體內(nèi)，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(chǎn)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(nèi)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(chǎn)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(nèi)發(fā)現(xiàn)了較高的殘留水平。各水產(chǎn)動物肌肉內(nèi)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(nèi)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(chǎn)卵場，斑魚祭也具有洄游特性，喜棲息于河口區(qū)域，而其余水生動物則沒有明顯的河口生活習(xí)性[22-24]。而且根據(jù)相關(guān)研究結(jié)果，九龍江入?？诩皬B門西港海域沉積環(huán)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(xí)性的水產(chǎn)動物可能有較大概率在體內(nèi)蓄積這些污染物。

2.2 水產(chǎn)動物有機氯及多氯聯(lián)苯污染的時空特征

廈門灣海域水產(chǎn)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(chǎn)動物的有機污染較嚴重，其體內(nèi)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(jié)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(chǎn)動物體內(nèi)有機污染物的檢出水平隨季節(jié)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(xiàn)出一定的季節(jié)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(jié)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(xiàn)出明顯的季節(jié)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(chǎn)動物中有機氯及多氯聯(lián)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(chǎn)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(huán)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(huán)境中可降解為不同的產(chǎn)物，若無新DDT輸入，DDT的相對含量會不斷降低，相應(yīng)產(chǎn)物的含量就會不斷升高；DDT在有氧條件下轉(zhuǎn)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(huán)境和降解程度，判斷是否有新的DDT農(nóng)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(chǎn)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(jiān)測，結(jié)果發(fā)現(xiàn)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(huán)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(chǎn)的PCBs工業(yè)產(chǎn)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(guān)的過程[31]。因此低氯代PCBs可以用來指示工業(yè)商品污染，而高氯代PCBs可以用來指示現(xiàn)代人為污染。在本研究中，廈門灣13種水產(chǎn)動物肌肉中三氯聯(lián)苯(PCB28)、四氯聯(lián)苯(PCB52)、五氯聯(lián)苯(PCB138、PCB153和PCB155)、七氯聯(lián)苯(PCB180)和八氯聯(lián)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(qū)域均較低，而六氯聯(lián)苯(PCB138、PCB153和PCB155)在三個區(qū)域的平均檢出比重均占主導(dǎo)地位，分別為96.6%、89.7%和88.2%(圖4)。

2.4 風(fēng)險評價

2.4.1 人類健康風(fēng)險評價結(jié)果

采用USEPA健康風(fēng)險評價模型對水產(chǎn)樣品中的HCHs、DDTs和PCBs進行風(fēng)險評估，并采用第5、50和95百分位對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計，詳情見表4。結(jié)果表明HCHs和PCBs的接觸風(fēng)險指數(shù)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(fēng)險指數(shù)CRI結(jié)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(nèi)，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(qū)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(chǎn)動物肌肉中OCPs與PCBs接觸風(fēng)險指數(shù)ERI與致癌風(fēng)險指數(shù)CRI

2.4.2 中華白海豚健康風(fēng)險評價結(jié)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(fēng)險的相關(guān)數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計，表5總結(jié)了分別基于MACRfD和MACTRV計算得出的RQ(5th、50th、95th)?？梢钥闯?，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(fēng)險商

3 討論

沉積環(huán)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(xù)監(jiān)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(huán)境中極難降解，早前輸入并沉積在底泥中的OCPs會在環(huán)境發(fā)生變化時重新釋放到水環(huán)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?？冢琵埥骄陱搅髁繛?2×108m3，是影響廈門西部和南部水域水質(zhì)的重要因素之一[11]；廈門市工業(yè)不發(fā)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(chǎn)動物在體內(nèi)累積HCHs、DDTs和PCBs等有機污染物的概率更高。

水生生物體內(nèi)污染物的濃度往往與其棲息水環(huán)境污染狀況密切相關(guān)[33]。在九龍江口及廈門西港海域，水環(huán)境主要受九龍江徑流的影響，然而相關(guān)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(dǎo)，造成水體濃度降低，進而導(dǎo)致生物體內(nèi)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(dǎo)，造成水體濃度升高，進而導(dǎo)致生物體內(nèi)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(diào)查，因此后續(xù)將加強相關(guān)研究，進一步探討九龍江口及廈門西港水產(chǎn)動物體內(nèi)污染物季節(jié)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(nèi)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(yè)產(chǎn)品的污染，而是來源于煅燒、燃燒等與熱相關(guān)的現(xiàn)代人為污染。雖然廈門灣水產(chǎn)動物HCHs、DDTs和PCBs的污染幾乎不會對人類造成接觸風(fēng)險，但DDTs的污染卻會對人類造成潛在的致癌風(fēng)險，并且有一定概率造成較大的甚至嚴重的致癌風(fēng)險。本研究僅考察了水產(chǎn)動物肌肉組織中的污染物含量，然而相關(guān)研究表明，魚內(nèi)臟中污染物濃度往往比肌肉組織高，如張小輝等[34]發(fā)現(xiàn)漢江黃顙魚內(nèi)臟中DDTs的平均含量為123.3 μg·kg-1，大約是肌肉組織內(nèi)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(fēng)險評價可能會導(dǎo)致結(jié)果偏低。

4 結(jié)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(fēng)險進行了評估，得出以下結(jié)論：

1)HCHs、DDTs已禁用多年，但在此次調(diào)查中發(fā)現(xiàn)水產(chǎn)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(tài)環(huán)境、人類和中華白海豚等頂級捕食者的健康產(chǎn)生著持續(xù)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(nèi)平均含量較高；中華海鯰和斑魚祭體內(nèi)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(chǎn)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(xiàn)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(chǎn)品的種類和季節(jié)等具有一定的指導(dǎo)性意義。

3)來源分析結(jié)果顯示，廈門灣水產(chǎn)動物體內(nèi)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(guān)的人類行為過程，如水泥的煅燒。風(fēng)險評價結(jié)果顯示，廈門灣水產(chǎn)動物體內(nèi)HCHs和PCBs的污染基本不會對人類產(chǎn)生風(fēng)險，而DDTs的污染則會對人類造成潛在的致癌風(fēng)險，有一定概率造成較大的甚至嚴重的致癌風(fēng)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(jié)果可能偏低。