中国太湖湿地地区农药残留生态风险评价.docVIP

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Kercher,2005)。随着城市化和工业化的快速增长，在很多国家都显现出了湿地退化和消失，同时包括发达国家和发展中国家(Tiner,1984;Holland等,1995;Dahl,2000;Ralph,2003;Zedler and Kercher,2005)。然而，自从20世纪的后半纪，随着湿地对社会的价值更充分的被理解，湿地保护吸引了越来越多的目光(Stevens et al.,1995;Dahl and Allord,1999;Woodward and Wui,2001)。湿地保护的研究逐渐兴起。然而文献主要集中在构造湿地的功能、生态用水的需求和植被发展上(Spieles,2005;Chen et al.,2009;Cui et al.,2009)。实际上，随着迅速的社会和经济发展，湿地的化学品污染已经成为一个紧迫的全球性问题。由于农业使用和工业生产，湿地的农药残留对生态系统造成了潜在风险。某些杀虫剂会很容易在生物体内产生蓄积、生物放大或生物转移，以至于浓度高到足以潜在的伤害生态系统，尤其通过食物链的传播过程。但对于环境污染以及随后带来的湿地生态风险的关注是不够的。对于环境管理人员以及决策者来说，了解湿地生态系统农药污染造成的生态风险是至关重要的。现场的农药残留生态风险评价信息对于资源机构和环境管理机构以确定和优先保护湿地的基石来说非常重要。根据这一需要，在本文中，我们打算建立一个农药污染的生态风险评估的程序，以及应用到中国的太湖湿地地区进行风险分析和管理。2 材料和方法2.1 研究区域和环境样本太湖，作为中国的第三大淡水湖，坐落在长江三角洲的南端，占地面积2425km2。平均水深约1.89m，最深3.34m，总容量约51.5108m，太湖提供一个重要的湿地服务-为工业、农业灌溉、娱乐、交通运输和生物多样性的保存提供水源。然而，随着20世纪70年代以来的快速经济增长，这一区域从工业、农业和城市垃圾带来的水污染和土地污染明显的增加。在2007年5月份，大约400万人在无锡，一个太湖畔的工业城市，将近一个星期被剥夺了饮水，作为藻类浮渣在湖面形成地毯状或者生物有机物凝聚导致当地湖水无法使用的结果(Guo,2007;Yang et al.,2008)。中国作为一个农药的主要生产国和消费国。如六六六，滴滴涕农药被广泛用于从20世纪50年代，直到它们的用途在1983年被禁止(Li et al.,1999,2001;Qiu et al.,2004;Wang et al.,2005)。在太湖湿地地区的农业高产。在过去大量的农药被使用在这一区域(Li et al.,1999)。研究还表明，太湖地区的农药浓度仍然可以测量或者在大多数水、土壤和生物样本中更高(Wang et al.,2003;Feng et al.,2003;Bian et al.,2009)。但紧张的科研努力，大多数是关于太湖地区农药残留的起源和分布，在一个比较小的尺度上研究他们对生态系统构成的潜在生态风险。人们越来越迫切的去评估太湖湿地的生态风险，而不是简单的监测环境里的浓度。对农药残留的环境浓度参数均采自公开文献(Ta et al.,2006)。采样地点位于太湖的东北部地区，是无锡市的饮用水源地同时也是重污染区。这片湿地的环境质量和生态状况，是无锡市要建设和保护的一个关键生态系统，引起了高度关注。水样的采集来自太湖湿地的东北部地区水面以下0.5m处，共10个不同的采样点。图1显示了太湖的位置和采样地点。在一年时间内，总共收集了三次水样，在正常的季节（2003年11月），旱季（2004年1月）和雨季（2004年8月）。在这篇文章中共分析了14中不同的有机农药及其代谢产物。由于相关毒性资料的可用性，8种农药被选作进一步研究。不同水的季节的农药残留量的环境浓度数据列于表1。2.2 生态风险评价生态风险评价是不良的生态影响可能发生或者由于接触到一个或多个压力的可能性的评估的过程(USEPA,1992)。在环境保护中，它被用作调查自然和生态影响程度，以及帮助环境管理者做决策的一种广泛使用的重要工具(Lipton et al.,1993;Slater and Jones,1999)。在近些年来，风险评价程序变得广泛发展和记录(USEPA,1998)。经常使用的具体方法从简单的风险商计算到概率风险评价不等(USEPA,1998;Solomon and Sibley,2002)。2.2.1 风险商方法风险商（RQ）模型作为量化在周围自然环境中暴露给化学品的具体品种的风险的方法而广泛发展。RQ是测量和估计环境浓度（暴露）除以毒物参考值（TRV）的商。它是一种早期阶段用于筛选级别风险评价的单指估计(Van Beelen and Doelman,1997;Newsted et al.,2002;Hela et al.,2005)，RQ对单种农药的计算公式如下：RQi=exposuretoxicity=MECiTRVi=MECiLC50 or EC50 (1)其中MECi是农药i的测量的环境浓度，TRVi是农药i的毒物参考数值（LC50一半的受测物种种群的50%致死浓度； EC50被测种群的50%的有效浓度）。对于n种农药的混合物，混合物的风险商（RQm）是以RQi的混合物组成的总和计算的：RQm=i=1nRQi=i=1nMECiTRVi (2)生态风险的特性使用这种方法是保守的和高不确定性的(Hela et al.,2005)。实际上，这种确定性的评价并不能很好的量化生态风险，而概率风险评估可以克服这一不足。2.2.2 概率风险评价在概率风险评价中，生态风险表示为环境之间的暴露浓度分布和毒性的重叠度值的分布。这种方法提供了基于相关单一种类毒物资料和暴露分布的生态风险量化评估(Solomon and Sibley,2002;Hela et al.,2005)。在假设不同的物种影响终点的频率分布是对数回归的基础上(Kooijman,1987)，这个研究中使用了Van Straalen和Denneman的反演方法(Van Straalen and Denneman,1989)。其中常数对数转化的均值和标准差来设置特定的农药毒性终点数集的数据（LC50或 EC50）来描述估计参数分布。从这个分布上来看，为了保护95%的物种，对于生态系统中剩下5%的物种(HC5)的有害浓度是以下面的基于物种敏感性分布的模型来计算的(Aldenberg and Slob,1993;Steen et al.,1999;Wang et al.,2008)。HC5=exp(xm-kLsm) (3)其中m是测试物种的号码；xm表示ln转化影响级别的方式（LC50或 EC50）；sm表示ln转化影响级别的标准差；kL是推断常数。推断常数的值是Aldenberg和Slob计算的（1991），以及低估了的50%的置信水平是考虑到本研究的实际要求而选择的(Hela et al.,2005)。基于Van Straalen和Denneman的贡献，生态风险是以定义为概率来估计的，生态系统中的一个随机物种将受到环境浓度的影响(C)(Steen et al.,1999)：=1+expxm-lnCkLln955sm-1 (4)这个农药混合物的联合生态风险可以使用如下的概率总和来评估(Steen et al.,1999)：A1+A2+An=i=1nAi-i1i2Ai1Ai2+-1r+1i1i2irAi1Ai2Air+-1n+1A1A2An (5)Ai1Ai2Air 包括所有nr大小为r的字集1,2，,n的可能子集。2.3 湿地生态系统农药生态风险评价进程生态风险评价的进程可以被分为三个主要阶段：（1）问题制定阶段；（2）分析阶段；（3）风险描述阶段。这个进程是美国环境保护局建议的(USEPA,1998),并被很多国家和研究者使用。基于这个进程以及上文提到的风险商方法和概率风险分析，当前的研究推荐一种湿地生态系统农药生态风险评价的总体框架（如图2）。在第一阶段，风险评价的对象是改进。首先应该选择当地生态系统中有害的农药和典型的种类。下一分分析阶段包含风险的两个主要组成部分，暴露的表征和生态效应的表征。暴露表征描述了农药在环境中的分布，而生态效应表征评估压力-反应关系或者种类接触农药导致的观察反应的证据。在最后的风险描述阶段，需要表现风险水平、风险等级和风险性质。依托风险商方法在筛选一级的评价，代表着这些在风险下的物种以及每一种可以被确定的农药作用。混合物的联合风险是通过概率风险评价模型来计算的。任何一种农药在总生态风险中的作用以及它的时空变化是通过两种方法的结合来描述的。HC5的值是通过毒物参考值的概率方法来计算的。而且因为巨大的统计学意义和生态学意义，它还可以用来做风险商计算的标准(Chevre et al.,2006;Chevre et al.,2008;Wang et al.,2008)。这样，通过生态系统中确定的农药提出的生态风险是通过生态风险商来定义的（ERQ），通过EQ中显示的一种新模型来计算的（6）。本研究中提出的这种新术语是用来定义每一种农药随着时间推移的生态风险。农药的生态风险评价将对湿地保护者和风险管理者进行风险管理和环境决策提供有效的和清晰的信息。ERQ=MECHC5=MECexpxm-kLsm (6)3 结果和讨论3.1 筛选代表性物种和毒性值太湖湿地生态系统的代表物种的生态毒理学数据是可用的，需要被筛选。在淡水生态系统中，把藻类归类到浮游植物是很正常的。大型水蚤、蚤状溞和Palaemonete归类到代表的浮游动物。致倦库蚊和摇蚊用来评价潜在的生态风险对昆虫的影响。鲤鱼、鲶鱼和鳉鱼是太湖中常见的适合做生态风险评价的鱼类。在目前的研究中，使用一个具体物种的最低报道影响值（LC50或 EC50）。大多数数据是通过农药行动网（PAN）农药数据库获得的()，其他的数据来自公开文献中验证过的毒性数据(Hela et al.,2005)。太湖湿地中已选的代表物种的毒性参考值在表2中显示。3.2 生态风险评价风险商的计算是用表1中的环境浓度除以表2中的毒性值得到的（1）。每个检测的农药的风险商的总和提供对具体代表物种的累计风险风险的初步迹象（如图3）。太湖湿地代表物种风险商的总和范围从5.5510-5到0.59。和报道文献中已经确定的水平相比（i.e.,RQ1 高风险,0.1RQ1 中风险,0.01RQ0.1 低风险）(Sanchez-Bayo et al.,2002)，可以很明显看到农药对低等生物造成高风险，相比而言对高等动物造成低风险。大型水蚤的总生态风险是湿地生态系统中最高的，超过了中等风险（0.1），然而鱼类的风险却远远低于低风险。总的来说，浮游动物应该被选作太湖湿地生态系统的关键保护物种。这个特征符合一般情况下低等生物对化学品更脆弱的生物规则。农药对总生态风险的相关贡献是通过已确定的对具体生物体造成高风险的农药来计算的（如图4）。显而易见的是，湿地中的物种最大的威胁是阿特拉津、敌敌畏和乐果。一般情况下，阿特拉津除草剂对藻类毒性更大，杀虫剂对浮游动物、昆虫和鱼类危害更大。对藻类的风险基本上都是由阿特拉津造成的，主要是因为它对藻类的一个重要的生物化学过程-光合作用，产生极强的作用。绿色藻类是青鳉的重要饮食部分，由于食物链的影响，除了林丹和乐果，阿特拉津也对青鳉部分带来高风险。对于大型水蚤、蚤状溞和致倦库蚊，最大的风险是由敌敌畏造成的，然而摇蚊、鲤鱼和鲶鱼的毒性主要是由乐果造成的。敌敌畏和乐果是太湖湿地区域常见的农药，本研究就检测到了很高的浓度。总的来说，为了保护太湖湿地的生态系统，主要的工作就是关注阿特拉津、敌敌畏和乐果的浓度。为了评价已检测的农药的联合生态风险，本研究中使用的毒性数据能很好的符合对数逻辑分布。参数描述和分布以及使用的影响级别数字在表3中列出。在50%置信度下的HC5值（见表3）是通过使用EQ计算的（3）。范围从0.06到28.43g/L。可以明显的看出对硫磷和敌敌畏的HC5值最低，而且有很大的可能诱导潜在生态风险。为了提供单独农药对联合生态风险更直接的作用，通过使用由EQ获得的HC5值作为毒性参考值来计算风险商（6）。结果如图5。对于湿地里的每一种农药，平均的风险商小于1。这个结果指示了平均的环境浓度并没有达到HC5值而且一个确定的农药的生态凤险是可以接受的。在这些检测的农药中，敌敌畏拥有最高的风险商，主要是因为它在农业中的大量使用，导致在水环境中的高浓度和一个相对较低的HC5值。值得注意的是在雨季的时候（2004年8月），敌敌畏的风险商超过了标准水平，因此导致了一个不可接受的生态风险。因为低的环境浓度，一些禁止使用的农药，包含DDT、甲基对硫磷和林丹，它们的风险商远远低于标准从而对湿地生态系统较为安全。正如所料，普通农药，比如敌敌畏和乐果，在雨季检测到的浓度高于旱季。在春天和夏天，太湖流域大量使用这样的农药，残留的农药在雨季的时候通过农业径流进入水中。结果，在雨季由这些农药造成的生态风险就很高。例如，敌敌畏的风险商在8月份的时候超过标准，这是不可接受的。相反的，禁止或者限制使用的农药，像DDT、林丹和对硫磷，在旱季的时候对湿地生态系统造成更高的风险。因为这些农药残留在环境中的含量是有限的，它们的浓度取决于湖泊中的水容量。旱季的时候因为水量少所以造成了比较高的环境浓度，随后导致更多的风险。图6显示了每一种农药分布在联合环境风险中的时空变化。可以看出敌敌畏对整个湿地生态系统造成最多的生态风险，平均构成联合生态风险的71.29%。乐果和马拉硫磷分别平均构成19.42%和4.54%。无论在旱季或者雨季，敌敌畏的分布很少变化。然而马拉硫磷在旱季造成更高风险，乐果则在雨季造成更多危害，因为它们的在不同时间的含量变化。总的来说，敌敌畏、乐果和马拉硫磷对生态系统造成最多的生态风险，可以被确定为太湖湿地主要的风险源。风险控制措施的采取应该符合这个分析。由农药诱导的总生态风险在图7中作了描述。对于每一种农药，它们造成的生态风险是通过EQ（4）来计算的。同时，每一个单独的农药的生态风险是通过Eq.（5）的方法累加的。结果显示太湖湿地中可以被影响的物种百分数从2003年11月的8.49%上升到2004年8月的12.33%，这个时候农药正在田野里广泛使用而且河水的流量充足。风险等级超过了可接受等级的5%，标准时由美国环保局办公室和荷兰国家公共卫生和环境协会为保护水生生态系统而设定的(Steen et al.,1999)。尽管单种农药的环境浓度的并没有超过HC5值，但是农药混合物造成的联合生态风险平均可以伤害湿地生态系统中超过10%的物种。湿地生态系统的联合生态风险水平和它的增长趋势是对当地环境管理者的一种警告。4 结论农药的大量生产和使用的太湖地区的农药残留生态风险评价，关系到研究者和决策者。本研究通过整合风险商评价和概率风险评价提出了一种方法。湿地的化学品生态风险可以通过这个框架确定的显示。太湖湿地的8种农药残留生态风险以单一物质和混合物的两种方式进行了评价。评价显示了代表物种的风险并不是很明显。，只有大型水蚤超过了中危险度。总的来说，除草剂对藻类的毒性更大，杀虫剂对浮游动物、昆虫和鱼类造成更大的风险。对于湿地中的每一种农药，风险商都是低于确定的标准的。这显示了由单一农药造成的生态风险是可以接受的。尽管单独的农药没有达到HC5值，但混合物造成的联合生态风险超过了可接受水平的5%，可以伤害到湿地生态系统中超过10%的物种。此外，敌敌畏对整个生态系统造成最多的生态风险，数值达到71.29%，紧随其后的乐果和马拉硫磷。这些观察对识别太湖湿地的生态风险很有价值，而且在将来应该被用来做风险管理和缓和工作。对于太湖湿地的更全面的农药残留造成的风险评价是必需的。因为缺乏NOEC（无观测效应浓度）的资料，本研究没有考虑慢性影响。因此，更多的毒理学知识，尤其是关于慢性影响和流行物种的是十分必要的。此外，我们只评价了一些普通农药的生态风险，所以湿地中真实的风险应该高于本研究中的结果。研究需要考虑环境中可以被检测到的其他化学品，这样可以为风险管理提供更多的科学信息。最后，获得更多的可以