【《某湖泊中拟除虫菊酯类农药的生态风险评价分析案例》7300字】

某湖泊中拟除虫菊酯类农药的生态风险评价分析案例目录TOC\o"1-3"\h\u32483某湖泊中拟除虫菊酯类农药的生态风险评价分析案例 1264991.1引言 161391.2环境风险评估方法 2168251.2.1有机碳测定 2257271.2.2水体风险评价 2265911.2.3沉积物风险评估 2306141.2.4水产品膳食风险评估 392411.2.4.1水产品急性膳食摄入风险评估 3204941.2.4.2水产品慢性膳食摄入风险评估 3108551.3结果与分析 4267841.3.1TOC含量 4200561.3.1水体风险评价 5254631.3.2沉积物风险评价 1069001.3.3膳食风险评价 13294021.4小结 141.1引言水资源对人类生存和农业生产都起着至关重要的作用，水环境直接关系到社会稳定和居民健康，被污染的地表水用于饮用、灌溉和水产品养殖时，会影响到人类健康和生态系统可持续性。阳澄湖和高邮湖都是我国长三角地区典型水产品大规模养殖区，水产品养殖污染及周边农业污染导致多种有机污染物进入水环境，对水环境造成一定污染。拟除虫菊酯类农药是一种广泛存在于水环境中的农用化学品，其对水生生物的毒性较高，且疏水性较强而有机碳吸附系数较高，所以极易附着在水产品表面和沉降到沉积物中，其高持久性及其潜在致癌致畸性，会对水产品和人体很健康产生一定毒害。阳澄湖、高邮湖是我国大闸蟹的主要产地，因此开展阳澄湖、高邮湖流域拟除虫菊酯类农药的风险评价工作对其水环境中该类农药的预防和治理对阳澄湖、高邮湖流域水环境安全至关重要。本章利用风险商值法、毒性单元法分别对阳澄湖、高邮湖水体和沉积物中的联苯菊酯、氯菊酯、氯氰菊酯、氰戊菊酯和溴氰菊酯进行风险评价，利用急、慢性膳食风险评估法对阳澄湖水产品中以上五种拟除虫菊酯类农药进行了膳食风险评估。1.2环境风险评估方法1.2.1有机碳测定有机碳测定方法参照《中华人民共和国国家环境保护标准HJ615-2011土壤有机碳的测定重铬酸钾氧化-分光光度法》（生态环境部，2011）测定阳澄湖沉积物中有机碳的含量。1.2.2水体风险评价利用风险商值法对阳澄湖中拟除虫菊酯类农药进行水生生态风险评价，按照以下公式计算不同类型拟除虫菊酯类农药对水生生态系统的影响：PNEC=EnP其中：PNEC——水环境生物的预测无效应浓度（PredictedNoEffectConcentration），μg·L-1EnP——为水环境生物的生态毒理学关键效应之一，根据《NY/T288.2-2016农药登记环境风险评估指南第2部分：水生生态系统》（农业部农药检定所，2016）附录F确定其取值为可获取的半致死浓度（LC50）、效应浓度（EC50）或无观察效应浓度（NOEC）的几何平均值，μg·L-1UF——不确定性系数，依据《NY/T288.2-2016农药登记环境风险评估指南第2部分：水生生态系统》（农业部农药检定所，2016）附录F中的原则确定。RQ=MEC其中：MEC水——水体中污染物的实测环境浓度（MeasuredEnvironmentalConcentration）；RQ——风险商值，当RQ>1时，表示该化合物对环境有风险；当RQ<1时，表示该化合物对环境无风险。1.2.3沉积物风险评估毒性单元法（ToxicUnits,TU）是对沉积物中污染物进行生态风险评价的一种常用方法，它根据测试物种的半致死浓度（LC50）与环境浓度的比值进行风险评价，计算方式如下：TU=Csediment（i）/TOCLC50(sediment)其中Csediment——沉积物中污染物（i）的含量，ng·g-1；TOC——沉积物总有机碳含量g·kg-1；LC50(sediment)——本研究中以钩虾（Hyalellaazteca）为参照，取值已经过有机碳标化。该计算公式分子部分Csediment（i）/TOC是TOC转化浓度，各个菊酯类农药TU值相加就得到总的TUs。一般认为当TUs值小于1时，对沉积物中生物无毒害作用，水质良好，当TUs值大于2时，则污染物对沉积物中生物有持续毒害作用。1.2.4水产品膳食风险评估1.2.4.1水产品急性膳食摄入风险评估采用急性膳食摄入风险指标（%ARfD）（高仁君等，2007），来评估阳澄湖水产品中5种SPs的急性膳食摄入风险。农药的估计短期摄入量（ESTI）的计算公式如公式（4），急性膳食摄入风险指标（%ARfD）的计算公式如公式（5）。ESTI=HR×PBW式中，ESTI为估计短期摄入量[mg/(kg·d)]；HR为残留试验中农药的最高残留值(mg·kg-1)；P为叶菜类蔬菜居民日均消费量(kg)，根据中国居民平衡膳食宝塔（中国营养学会，2016a）的建议，人均每天水产品类的食用量为0.04～0.075kg，此处水产品的食用量以0.075kg·d-1计算；BW为体重(kg)，此处按成人60kg计算（中国营养学会，2016b）；%ARfD=ESTI×100式中，ARfD为急性参考剂量（mg·kg-1），从农残联合专家会议（JMPR）的评估报告和WHO数据库中查询得到（WHO,2014a;FAO,2018）。当%ARfD＜100%时，表示急性风险可以接受；而当%ARfD≥100%时，表示急性风险不可接受，且%ARfD越小风险越小。1.2.4.2水产品慢性膳食摄入风险评估采用国际通用指标%ADI（WHO,2014b），对水产品中5种SPs残留进行慢性膳食摄入风险评估，计算公式如公式（6）所示（张志恒等，2012）。当%ADI＜100%时，表示慢性风险可以接受；当%ADI≥100%时，表示有不可接受的慢性风险（中国农业科学院农业质量标准与检测技术研究所，2007）。其中%ADI越大风险越大。%ADI=STMR×PBW×ADI式中，STMR为规范试验残留中值，此处取平均残留值（mg·kg-1）；ADI为每日允许摄入量[mg/(kg·d)]，相关数据来源为GB2763-2016《食品中农药最大残留限量》（国家卫生和计划生育委员会等，2016）。1.3结果与分析1.3.1TOC含量利用“重铬酸钾氧化-分光光度法”测定各采样点沉积物中TOC含量，测试结果如下表3-1和3-2所示。表3-1阳澄湖各采样点沉积物TOC含量（g·kg-1）Table.3-1TheTOCcontentofsedimentsateachsamplingpointinYangchengLake(g·kg-1)采样点TOC含量2019年12月2020年6月S14.674.78S215.5311.11S315.609.52S49.267.67S528.9320.13S621.0921.04S76.3317.76S821.0410.06S926.5824.52S1028.2032.58S1146.1029.12S1224.6227.16表3-2高邮湖各采样点沉积物TOC含量（g·kg-1）Table.3-2TheTOCcontentofsedimentsateachsamplingpointinGaoyouLake(g·kg-1)采样点TOC含量T112.37T214.83T317.29T414.29T513.07T617.41T714.21T89.28T98.47T107.391.3.1水体风险评价为对流域水体中拟除虫菊酯类农药进行风险评价，对国内外该类农药的毒性研究结果进行归纳，各拟除虫菊酯类农药的毒性数据如下表所示。表3-3拟除虫菊酯类农药对水生生物的毒性终点Table.3-3ToxicityendpointsofSyntheticPethroidstoaquaticorganisms物种名称毒性终点终点值（μg·L-1）ecoTOX（μg·L-1）数据来源脊椎生物急性毒性联苯菊酯真鲷96hLC500.840.33（郑盛华等，2008）虹鳟鱼96hLC500.26（PPDB）虹鳟鱼96hLC500.15（ecoTOX）蓝鳃鱼96hLC500.35（ecoTOX）氯菊酯虹鳟鱼96hLC5012.512.5（PPDB）氯氰菊酯鲫鱼96hLC502.612.16（赵玉琴等，2008）鲤鱼96hLC501.72（赵玉琴等，2008）鲢鱼96hLC503.24（赵玉琴等，2008）虹鳟鱼96hLC501.51（PPDB）氰戊菊酯鲫鱼96hLC500.371.62（赵玉琴等，2008）鲤鱼96hLC500.25（赵玉琴等，2008）鲢鱼96hLC500.44（赵玉琴等，2008）泥鳅96hLC507.96（赵玉琴等，2008）稀有鮈鲫96hLC507.35（蒋金花等，2015）斑马鱼96hLC503.45（蒋金花等，2015）虹鳟鱼96hLC503.6（PPDB）溴氰菊酯斑马鱼48hLC505.21.30（王晓光，2015）中华绒螯蟹96hLC501.164（Hongetal.,2018）美洲鲥96hLC500.259（张新铖等，2015）真鲷96hLC501.5（郑惠东，2017）齐口裂腹鱼96hLC502.5887（王伟，2018）鲤鱼96hLC500.32（Arslanetal.,2017）唐鱼96hLC501.217（陈辉辉，2011）罗非鱼96hLC5023.7（冷春梅，2007）鲫鱼96hLC5021.6（夏伟，2008）稀有鮈鲫96hLC503.16（王朝晖等，1998）花鳗鲡96hLC507.67（林岗等，2011）蓝鳃太阳鱼96hLC501.4（EFSA）虹鳟鱼96hLC500.91（EFSA）虹鳟鱼96hLC500.15（EFSA）杂色鳉96hLC500.48（EFSA）虹鳟鱼96hLC500.213（EFSA）虹鳟鱼96hLC500.156（EFSA）鲫鱼96hLC500.83（谢涛等，2005）鲤鱼96hLC500.62（谢涛等，2005）食蚊鱼96hLC501.73（谢涛等，2005）稀有鮈鲫96hLC503.16（谢涛等，2005）非脊椎生物急性毒性联苯菊酯大型溞48hEC500.110.15（PPDB）大型溞48hLC501.6（ecoTOX）端足虫96hLC502.7（ecoTOX）巴西拟糠虾96hLC500.0012（PPDB）氯菊酯大型溞48hLC500.370.34（刘少颖等，2008）大型溞48hLC500.6（PPDB）巴西拟糠虾96hLC500.02（PPDB）溪流摇蚊96hLC502.9（PPDB）氯氰菊酯大型溞48hLC500.210.21（PPDB）氰戊菊酯大型溞48hLC5010.07（PPDB）玻璃虾96hEC500.005（PPDB）溴氰菊酯大型溞48hLC500.560.02（EFSA）大型溞48hLC500.01149（EFSA）端足虫96hEC500.00017（EFSA）玻璃虾96hEC500.0037（EFSA）大型溞48hLC500.0235（EFSA）大型溞48hLC500.011（EFSA）大型溞48hLC500.0281（EFSA）钩虾96hEC500.00219（EFSA）大型溞48hLC500.184（彭方，2013）凡纳对虾72hLC500.064（周冬仁等，2018）日本沼虾48hLC500.13（龚瑞忠等，1996）脊椎生物慢性毒性联苯菊酯虹鳟鱼21dNOEC0.0120.01（PPDB）氯菊酯攀鲈21dNOEC0.0930.09（PPDB）氯氰菊酯呆鱼21dNOEC0.030.03（PPDB）氰戊菊酯胡鲶鱼21dNOEC22（PPDB）溴氰菊酯虹鳟鱼28dNOEC0.0320.02（EFSA）黑头呆鱼36dNOEC0.022（EFSA）黑头呆鱼260dNOEC0.017（EFSA）杂色鳉35dNOEC0.024（EFSA）无脊椎生物慢性毒性联苯菊酯大型溞21dNOEC0.00130.001（PPDB）大型溞21dNOEC1.3（ecoTOX）溪流摇蚊28dNOEC0.32（PPDB）氯菊酯氯氰菊酯大型溞21NOEC0.040.04（PPDB）氰戊菊酯大型溞21dNOEC0.030.03（PPDB）溴氰菊酯摇蚊28dNOEC4.00.55（EFSA）摇蚊28dNOEC10.0（PPDB）大型溞21dNOEC0.0041（EFSA）藻类慢性毒性联苯菊酯Scenedemussubspicatus72hEC508222867.05（PPDB）未知藻类96hEC5010000（PPDB）氯菊酯未知藻类72hEC5012.53.35（PPDB）未知藻类96hEC500.9（PPDB）氯氰菊酯羊角月牙藻72hEC5066.7294.47（PPDB）未知藻类96hEC501300（PPDB）氰戊菊酯未知藻类72hEC505000015811.39（PPDB）长聚球藻96hEC505000（PPDB）溴氰菊酯对舟形藻96hEC500.4723.64（EFSA）水华鱼腥藻96hEC501.06（EFSA）中肋骨条藻96hEC501.19（EFSA）近具刺链带藻72hEC50320（EFSA）羊角月牙藻72hEC50120（EFSA）羊角月牙藻72hEC5080.3（EFSA）羊角月牙藻72hEC502260（EFSA）通过风险商值法对阳澄湖水体中检出的SPs进行风险评估，结果见表3-4，对于脊椎生物急性毒性风险而言，氯氰菊酯和溴氰菊酯的RQ值大于1，而对于无脊椎生物急性毒性风险，仅氯菊酯在2020年6月的RQ值，未产生风险，其他SPs的RQ值均大于1，对水生生态系统存在一定风险。联苯菊酯、氯氰菊酯和溴氰菊酯对脊椎生物慢性毒性风险商值均大于1，对水生生态系统均存在一定风险，对于水生无脊椎生物而言，仅氯菊酯和6月检出的氰戊菊酯的风险商值小于1，不存在风险。五种SPs对藻类的风险商值均小于1，不存在风险。表3-4阳澄湖水体中拟除虫菊酯类农药风险商值Table.3-4RiskquotientvalueofSyntheticPethroidsinYangchengLake农药种类采样时间EnP（μg·L-1）UFPNECMEC（μg·L-1）RQ脊椎生物急性毒性风险联苯菊酯12月0.331000.0030.0030.916月0.0030.91氯菊酯12月12.50.1250.0050.046月0.0010.01氯氰菊酯12月2.160.0220.0130.606月0.0271.25氰戊菊酯12月1.620.0160.0211.306月0.0010.06溴氰菊酯12月1.300.0130.0755.776月0.1269.69无脊椎生物急性毒性风险联苯菊酯12月0.151000.0020.0032.006月0.0032.00氯菊酯12月0.340.0030.0051.476月0.0010.29氯氰菊酯12月0.210.0020.0136.196月0.02712.86氰戊菊酯12月0.070.0010.02130.006月0.0011.43溴氰菊酯12月0.020.00020.075375.006月0.126630.00脊椎生物慢性毒性风险联苯菊酯12月0.01100.0010.0033.006月0.0033.00氯菊酯12月0.090.0090.0050.566月0.0010.11氯氰菊酯12月0.030.0030.0134.336月0.0279.00氰戊菊酯12月2.000.2000.0210.116月0.0010.01溴氰菊酯12月0.020.0020.07537.506月0.12663.00无脊椎生物慢性毒性风险联苯菊酯12月0.001100.00010.00330.006月0.00330.00氯菊酯12月0.09000090.0050.566月0.0010.11氯氰菊酯12月0.0400.0040.0133.256月0.0276.75氰戊菊酯12月0.0300.0030.0217.006月0.0010.33溴氰菊酯12月0.5500.0550.0751.366月0.1262.29藻类慢性毒性风险联苯菊酯12月2867.0510286.7100.0031.05E-056月0.0031.05E-05氯菊酯12月3.350.3350.0051.49E-026月0.0012.99E-03氯氰菊酯12月294.4729.4470.0134.41E-046月0.0279.17E-04氰戊菊酯12月15811.391581.1390.0211.33E-056月0.0016.32E-07溴氰菊酯12月23.642.3640.0753.17E-026月0.1265.33E-02高邮湖水体中SPs的风险评价结果见表3-5，可以看出除氯菊酯和氯氰菊酯，其他三种SPs对水生脊椎生物存在一定的急性风险，且五种SPs对水生无脊椎生物均存在急性风险；除氰戊菊酯外，其他四种SPs都对水生脊椎生物存在慢性风险，由于从开源数据中无法获取氯菊酯对无脊椎生物的慢性毒性值，则未对氯菊酯进行水生无脊椎生物慢性风险评价，其他四种SPs均对水生无脊椎生物存在一定的慢性风险；对水生藻类均未产生风险。表3-5高邮湖水体中SPs风险商值Table.3-5RiskquotientvalueofSyntheticPethroidsinGaoyouLake农药种类EnP（μg·L-1）UFPNECMEC（μg·L-1）RQ脊椎生物急性毒性风险联苯菊酯0.331000.00330.0082.42氯菊酯12.50.1250.0330.26氯氰菊酯2.160.02160.0190.88氰戊菊酯1.620.01620.0221.36溴氰菊酯1.30.0130.0614.69无脊椎生物急性毒性风险联苯菊酯0.151000.00150.0085.33氯菊酯0.340.00340.0339.71氯氰菊酯0.210.00210.0199.05氰戊菊酯0.070.00070.02231.43溴氰菊酯0.020.00020.061305.00脊椎生物慢性毒性风险联苯菊酯0.01100.0010.0088.00氯菊酯0.090.0090.0333.67氯氰菊酯0.030.0030.0196.33氰戊菊酯20.20.0220.11溴氰菊酯0.020.0020.06130.50无脊椎生物慢性毒性风险联苯菊酯0.001100.00010.00880.00氯菊酯--0.033-氯氰菊酯0.040.0040.0194.75氰戊菊酯0.030.0030.0227.33溴氰菊酯0.550.0550.0611.11藻类慢性毒性风险联苯菊酯2867.0510286.7050.0082.79E-05氯菊酯3.350.3350.0339.85E-02氯氰菊酯294.4729.4470.0196.45E-04氰戊菊酯15811.391581.1390.0221.39E-05溴氰菊酯23.642.3640.0612.58E-021.3.2沉积物风险评价本研究利用毒性单元法（TU）评价流域沉积物中拟除虫菊酯的潜在毒性，钩虾为常用于测试沉积物中有机污染物潜在毒性的淡水底栖生物，国外对其毒性数据已有较为全面的报道（Westonetal.,2004;Amwegetal.,2006;Dingetal.,2010;Laskowski,2002）。有机碳标化后沉积物中拟除虫菊酯类农药的含量及对钩虾的LC50见表3-6。表3-6有机碳标化后两个湖泊沉积物中拟除虫菊酯类农药含量及对钩虾的LC50Table.3-6OrganiccarbonnormalizedconcentrationsofSyntheticPethroidsinthesedimentsandthemedianlethalconcent名称LC50（mg·kg-1）Csediment/TOC（mg·kg-1）Csediment/TOC平均值（mg·kg-1）阳澄湖12月阳澄湖6月高邮湖阳澄湖12月阳澄湖6月高邮湖联苯菊酯0.180.004-0.0310.171-1.1010.006-0.0480.0150.4220.020氯菊酯4.87N.D.-0.406N.D.-0.662N.D.-0.0820.0590.2590.015氯氰菊酯0.381)N.D.-3.0390.268-3.1100.382-0.7580.5301.2180.528氰戊菊酯0.89N.D.-0.1640.252-1.043N.D.-1.2670.0220.5700.288溴氰菊酯0.790.546-5.7958.070-62.6371.070-2.7251.59523.0041.539注：1）氯氰菊酯参考文献（Amwegetal.,2006），其他相关数据参考文献（Amwegetal.,2005）通过毒性单元法对阳澄湖流域沉积物中检出的拟除虫菊酯类农药进行风险评估，结果显示（如表3-7）联苯菊酯和氰戊菊酯各采样点对钩虾的TU范围分别为0.02-6.11和N.D.-1.17，且这两种农药12月的TU均小于1，这说明12月沉积物中的联苯菊酯于氰戊菊酯对钩虾无毒害作用，而6月时，联苯菊酯有91.7%样点的TU大于1，这说明6月沉积物中联苯菊酯的残留对钩虾有一定毒害作用，而氰戊菊酯12月的TU值均小于1，6月的TU值仅TUS4大于1，这说明6月沉积物中仅S4样点的氰戊菊酯对钩虾有轻微的毒害作用；氯菊酯在两次检测中，TUs均小于1，故阳澄湖沉积物的氯菊酯未对钩虾造成影响；氯氰菊酯各采样点TU的范围为N.D.-8.19，且S1处，两次测样结果均显示TU值较高，分别达7.99和8.19，而阳澄西湖S1采样点处无养殖区分布，这说明S1上游有较多的氯氰菊酯投入，这与现场踏勘结果相似，S1上游地区分布着较为密集的水产品养殖区，而拟除虫菊酯类农药已广泛应用于水产养殖中（陈家长等，2008；马晓燕等，2006），这说明在水产养殖过程中氯氰菊酯的使用量较大；两次采样情况均显示溴氰菊酯的TUs值较高，2020年6月S1点位高达79.29，这与其他几种拟除虫菊酯类农药呈现相同的规律，S7的TU值也相对较高，通过比较发现，S7点位在S1点位的下游，这可能是由于该类农药的水溶性较低，能够很好地随水流自西向东流淌。各SPs均呈现TUs2019<TUs2020,这可能是由于在2019年12月后有一定的SPs投入周围鱼塘，随着地表径流，雨水冲刷等途径汇集到阳澄湖水体及沉积物中。表3-7阳澄湖沉积物中拟除虫菊酯类农药对钩虾的毒性单元Table.3-7TheTUofSyntheticPethroidsinsedimentsofYangchengLakeforHyallelaAzteca采样点联苯菊酯氯菊酯氯氰菊酯氰戊菊酯溴氰菊酯12月6月12月6月12月6月12月6月12月6月S10.176.11N.D.N.D.7.998.19N.D.0.997.3479.29S20.142.790.020.121.346.01N.D.0.824.2045.84S30.093.24N.D.0.140.922.130.180.971.2263.29S40.143.960.030.080.786.87N.D.1.172.3029.51S50.041.51N.D.N.D.N.D.1.64N.D.0.490.7319.76S60.051.43N.D.N.D.0.711.72N.D.0.451.0619.70S70.121.650.080.072.282.64N.D.0.542.7621.53S80.053.030.010.060.353.60N.D.0.911.1325.28S90.031.25N.D.0.050.491.77N.D.0.380.8310.91S100.020.95N.D.0.020.691.12N.D.0.281.0210.22S110.051.05N.D.0.070.590.700.110.320.6910.68S120.091.140.010.020.592.09N.D.0.360.9513.43TUs1.0028.110.150.6416.7338.470.307.6824.22349.43利用毒性单元法对高邮湖沉积物中拟除虫菊酯类农药毒性进行评价，结果如表3-8所示，可以看出高邮湖流域氯菊酯检出频次和检出量均较低，TUs总量小于1，对钩虾没有明显的毒害作用；联苯菊酯TU范围为0.03-0.27，各采样点的TU值均小于1，对钩虾无风险；而对于氯氰菊酯，各采样点的TU值均大于1，这说明各采样点氯氰菊酯对钩虾均有一定的毒害作用；氰戊菊酯的检出率较低，仅为40%，但T10样点处TU值大于1，对钩虾的毒害作用不可忽视；溴氰菊酯在沉积物中的检出率为100%，且十个样点的TU值均大于1，尤其在T10处TU值高达3.45。表3-8高邮湖沉积物中SPs对钩虾的毒性单元Table.3-8TheTUofSyntheticPethroidsinsedimentsofGaoyouLakeforHyallelaAzteca采样点联苯菊酯氯菊酯氯氰菊酯氰戊菊酯溴氰菊酯T10.09N.D.1.15N.D.1.50T20.17N.D.1.680.681.53T30.03N.D.1.15N.D.1.82T40.05N.D.1.000.501.45T50.05N.D.1.110.631.44T60.150.011.46N.D.2.28T70.100.021.02N.D.1.36T80.09N.D.1.60N.D.2.24T90.13N.D.1.71N.D.2.41T100.27N.D.1.991.423.45TUs1.130.0313.893.2419.48综合以上结果可以看出，对于沉积物，无论是阳澄湖还是高邮湖，溴氰菊酯对钩虾的毒性均高于其他四种SPs，且各样点的TU溴氰菊酯均大于1，其中阳澄湖S1样点高达81.13，对钩虾的毒害作用较大，对比国内外其他流域沉积物中拟除虫菊酯类农药的TUs，珠江三角洲TU的范围为0.00-0.09，平均值为0.02（赵李娜，2014）；辽河TUs的范围为0.10-1.73，平均值为0.61，太湖流域沉积物中拟除虫菊酯类农药的TUs范围为0.00-0.40，平均值为0.13（方淑红等，2012）；美国德克萨斯州城镇河流的TUs的范围为0.03-7.99，平均值为2.22（Hintzenetal.,2009）。阳澄湖和高邮湖流域拟除虫菊酯类农药的TUs均大于以上流域，长三角地区典型养殖区SPs的污染程度较高。1.3.3膳食风险评价利用急性与慢性膳食摄入评估方法对阳澄湖南面与东面的水产品分别进行风向评估，结果如表3-9与表3-10所示，两个位点检出的5种拟除虫菊酯类农药的急性膳食摄入风险（%ARfD）均远低于100%，为0.01-0.19%，这说明阳澄湖水产品种拟除虫菊酯类农药残留急性膳食摄入风险是可以接受的。以水产品中每种拟除虫菊酯类农药残留的最大值估算，阳澄湖东面水产品%ARfD（Rmax）从高到低的顺序为氯氰菊酯>氰戊菊酯>联苯菊酯>溴氰菊酯，而阳澄湖南面水产品%ARfD（Rmax）从高到低的顺序为氯氰菊酯>溴氰菊酯>氰戊菊酯>联苯菊酯。表3-9阳澄湖东面水产品中拟除虫菊酯农药膳食风险评价Table.3-9ThedietaryriskassessmentofSyntheticPethroidsinaquaticproductsfromtheeastofYangchengLake农药名称PesticideName急性膳食摄入风险Acutedietaryintakerisk慢性膳食摄入风险Chronicdietaryintakerisk急性参考计量AR