从经食、饮水和吸入途径评估8 种经济林常用农药对鸟类的暴露风险

许加明, 杨永猛, 虞 悦, 卜元卿,陈诗卉, 王艮梅, 周 蓉*,

(1. 南京林业大学 林学院 现代南方林业协同创新中心，南京 210037；2. 生态环境部 南京环境科学研究所，南京 210042；3. 国家环境保护农药环境评价与污染控制重点实验室，南京 210042)

据估计，全球已发现共有超过9 000 种鸟，其中中国有1 200 多种[1]。因种类多、数量大、分布广泛，鸟类对人类的生产活动和自然界的生态平衡均有着十分重要的积极影响，例如在消灭害虫、害兽、授粉及种子传播中均起着重要作用。

化学农药因其使用方便、成效显著，在防治经济林病虫害方面应用广泛，但也因此对林间的生态环境造成了不良影响。农药残留可导致鸟类出现中毒症状，严重时甚至造成死亡。林间鸟类接触农药的途径主要有以下几种：1) 食用被农药污染的食物，如昆虫、植物的种子和果实等；2) 饮用含有农药的地表水；3) 施用农药时，直接喷施在鸟的身体上或是巢穴上；4) 直接食用农药；5) 沾染了附着在枝干和树叶上的农药[1]。

林间鸟类受到农药危害的主要途径除了经食和饮水外，吸入也是一种不可忽视的途径。吸入暴露主要分为两种，一种是农药挥发进入鸟体内，另一种是农药喷施时的细小雾滴进入鸟体内。2004 年，美国环保署 (EPA) 建议，应将吸入作为鸟类等野生动物农药暴露的潜在接触途径[2]。美国早在20 世纪80 年代即开始研究农药的生态风险评估方法，目前已形成一套完备的鸟类风险评估程序，美国环保署已开发出多个鸟类评估模型，分别涉及不同的暴露方式[1]。欧盟也在2006 年即开始着手研究鸟类的风险评估方法，于2008 年公布了评估指导意见“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”，从经食、饮水等途径进行农药对鸟类的风险评估[3]。我国则在2016 年发布了《农药登记 环境风险评估指南 第3 部分：鸟类》(NY/T 2882.3—2016)[4]，相比美国和欧盟，我国的鸟类风险评估研究起步较晚，且评估指南仅考虑了经食途径下的暴露评估方法，这可能会导致评估时低估农药对鸟类的危害。

本研究采用文献[4]中关于经食暴露的评估方法，以及美国环保署研发的SIP 和STIR 模型，分别从经食、饮水和吸入3 个暴露途径，评估了敌百虫、杀螟硫磷、虫螨腈和敌敌畏等8 种经济林常用农药对鸟类的环境暴露风险。旨在通过借鉴国外先进的评估方法，为进一步完善我国的农药环境风险评估指南提供参考，同时也为这8 种农药在经济林中的使用和管理提供科学依据。

1 评估方法

1.1 经食途径暴露评估

采用文献[4]中的方法及模型进行评估。将农药对鸟类的毒性试验按暴露时长从低到高划分为急性试验、短期试验及繁殖试验 (长期试验)。暴露分析部分通过农药的不同使用方式确定暴露场景，并选择相应的指示物种，分别计算农药的急性、短期及长期预测暴露剂量 (PED)。效应分析则通过分析急性、短期以及长期毒性试验数据，从而获得急性经口毒性终点LD50值、短期饲喂毒性终点LC50值及繁殖毒性终点NOEC (最大无效应浓度) 值。根据暴露时长的不同，将农药对鸟类的风险分为急性风险、短期风险及长期风险。结合暴露分析和效应分析，得到 PED 和预测无效应剂量(PNED)，根据 RQ (风险商) 值进行风险表征：RQ ≤1，风险可接受；RQ ＞ 1，则风险不可接受[4]。

1.2 饮水途径暴露评估

1.2.1 评估模型SIP 介绍 SIP 模型的目的是估算鸟类仅通过饮水接触农药的暴露量上限，模型计算以农药的溶解度为基础。为了获得暴露量估值上限，SIP 采用以下保守假设进行推导[5]：

1) 农药在饮用水中的浓度直接以农药在水中的最大溶解度 (25 ℃) 作为预估值；2) 被评估的鸟每日所需的所有水都通过饮用该含有农药的水获得；3) 被评估鸟每日所需的饮水量根据Nagy 和Peterson 计算方法得到；4) 根据T-REX 模型中最小的普通鸟类体重，假设被评估鸟的体重为20 g。

基于上述假设，将每日鸟的饮水量乘以农药在水中的最大溶解度 (25 ℃)，再除以被评估鸟的体重，即可获得暴露量。此处的鸟类设定为雀形目，可代表在农业地区活动的大多数鸟类，它们比其他鸟类有着更高的每日饮水量需求，因此，该计算方法对水中农药浓度的估算是最为保守的。具体计算公式[5]见式 (1) 和式 (2)。

其中，F为鸟类每日饮水量，L；AW 为被评估鸟类的体重，T-REX 模型中默认为最小的普通鸟类体重，为20 g；Dose 为农药暴露量，mg/kg(bw)；S为农药溶解度，mg/L。

1.2.2 饮水途径暴露毒性终点值校正 毒性终点分为急性毒性终点和慢性毒性终点。

1.2.2.1 急性毒性终点校正 饮水途径暴露的鸟类急性毒性终点值采用T-REX 模型中的方法进行校正。具体计算公式[5]见式 (3)。

其中，AT 为校正急性毒性终点值，mg/kg(bw)；LD50为试验毒性终点值，mg/kg (bw)；AW 含义同公式 (2)，为20 g；TW 为试验鸟的体重，取SIP 模型中北美鹌鹑体重，为178 g；x为Mineau 尺度因子，杀螟硫磷、残杀威以及敌百虫的x值分别为1.040 1、1.294 2 和1.315 3，其余几种农药均采用SIP 模型中的默认值1.15[5]。

1.2.2.2 慢性毒性终点校正 鸟类的慢性毒性终点为 NOAEC (无可见生态不良效应浓度)，以食物中农药的浓度表示，与鸟的体重无关。为了将试验鸟的NOAEC 值转换为评估鸟类的校正慢性毒性终点值，需考虑试验鸟的每日摄食量 (干重)。考虑到不同鸟种摄食量的差异，采用较为保守的计算方法，因此转换后的校正慢性毒性终点值也较低。每日摄食量计算公式[5]见式 (4)。

其中，FI 为试验鸟的每日摄食量，kg；BW含义同公式 (3)，为0.178 kg。

P网体现了群体协作的产出指标，如节点数体现了方案数量，节点得分(点权)体现了方案质量等。文献研究表明，D网的节点度分布类型、中心性、集聚系数等网络结构指标对设计师群体的“智力”和工作效率都有影响。二部网络模型是对群体协作机制较全面的表述，涵盖了设计师群体行为和产出指标等多类数据。

校正慢性毒性终点计算公式见式 (5)。

其中，Dct为校正慢性毒性终点值，mg/kg(bw)；NOAEC 为慢性毒性终点值，mg/kg (饲料)。

1.2.3 饮水途径暴露风险表征方法 计算得到暴露量和校正毒性终点值后，按照SIP 模型中的方法对鸟类的饮水途径暴露风险进行表征[5]。急性暴露时，若暴露量与校正急性毒性终点值的比值小于0.1，则认为饮水暴露途径的急性风险无需关注；反之，若暴露量与急性毒性终点校正值的比值大于0.1，则认为对饮水暴露途径的急性风险需加以关注。同样，长期暴露时，若暴露量与校正慢性毒性终点值的比值小于1，则认为饮水暴露途径的慢性风险无需关注；若该比值大于1，则认为对饮水暴露途径的慢性风险需加以关注[5]。

1.3 吸入暴露途径评估

1.3.1 评估模型STIR 介绍 STIR 主要包含两种吸入暴露途径：雾滴吸入和挥发吸入。该模型以农药理化性质为基础估算暴露量，同时还需要考虑施药方法 (如地面喷洒与空中喷洒) 及施药量：如果农药以不接触叶面的方式施用，如颗粒剂撒施，则仅考虑农药挥发吸入的暴露量；如果农药直接以喷雾方式施用，则两种吸入途径都要考虑[2]。

挥发吸入途径的暴露量计算公式[2]见式 (6～8)(部分参数为STIR 模型默认值)。

其中：Cs为饱和时挥发到空气中的农药浓度，mg/m3；VP 为农药的蒸气压，Pa；M为农药的摩尔质量，g/mol；Vm为在25°C 和1 个标准大气压下，1 mol 气体所占的体积，根据理想气体定律，默认为24.45 L/mol；106为 (mg·L) / (g·m3) 的值；1.01 325×105表示1 个标准大气压，Pa。

其中：284 为常数，mL/ (kg·min)；IRavian为被评估鸟类的吸入率，cm3/h；AWavian为被评估鸟类的体重，T-REX 模型中默认为0.02 kg；60 为单位h 到min 的转换系数；A为活动系数，将静止吸入率乘以系数表示 “野外活动” 吸入率，默认为3。

其中：VIDavian为挥发暴露途径最大吸入剂量，mg/kg (bw)；Dv为暴露时长，STIR 模型中默认为1 h；106为cm3与m3的转换因子。

其中：Cair为空气中农药雾滴的浓度，mg/cm3；AR 为农药施用量，mg/cm2；H为喷施农药时的高度，STIR 模型中地面喷雾施药的高度默认为1 m；100 为cm 与m 的转化因子。

其中：SIDavian为雾滴吸入剂量，mg/kg (bw)；Finhaled为吸入的喷雾分数，来自化学标签上提供的信息，如果标签未标注，则默认为0.9；Ds为喷雾时吸入时长，默认为0.5 min；60 含义同公式 (7) 。

1.3.2 吸入暴露途径效应评估终点校正 在无法获得鸟类吸入暴露的毒性数据时，该模型也可利用鸟类和哺乳动物肺组织厚度和表面积差异的校正因子，通过哺乳动物的毒性数据来估算出鸟类的吸入毒性终点值。相关计算公式[2]见式 (11～15)(部分参数为STIR 模型默认值)。

其中：IRmammal为被评估哺乳动物的吸入率，cm3/h；379 为常数，mL/ (kg·min)；AWmammal为被评估哺乳动物的体重，T-REX 模型中默认为最小的哺乳动物体重，为0.015 kg；60 含义同公式 (7) 。

其中：CF 为转换因子，L/(h·kg)；0.001 为常数，L/cm3。

其中：LD50ri为哺乳动物吸入暴露的LD50值，mg/kg (bw)；LC50ri为哺乳动物吸入暴露的LC50值，mg/L；Abs 为1，假设吸收率为100%；CF 为转换因子，计算公式见式 (12)；Dl为吸入试验的持续时长，默认为4 h；A为活动因子，动物默认值为1，代表实验条件下处于休息状态的大鼠。

其中：LD50adj为校正后大鼠吸入暴露的LD50值，mg/kg (bw)；TWmammal为试验哺乳动物的体重，取大鼠体重默认值0.35 kg；AWmammal为被评估哺乳动物的体重，T-REX 模型中默认为最小的哺乳动物体重，为0.015 kg。

其中：LD50est为鸟类吸入暴露LD50的估计值，mg/kg (bw)；LD50ao为鸟类经口暴露的LD50值，mg/kg (bw)；LD50ro为大鼠经口暴露的LD50值，mg/kg (bw)；3.5 为校正因子，以校正基于鸟类肺表面积和膜厚度的预期毒性吸收水平高于哺乳动物。

通过上述公式估算出鸟类吸入暴露毒性的LD50值后，还需要根据公式 (3) 再进行校正，最终获得鸟类吸入暴露毒性终点校正值。

1.3.3 吸入暴露途径风险表征方法 计算得到暴露量和校正的毒性终点值后，通过RQ 对鸟类吸入暴露途径的风险进行表征。将挥发吸入和雾滴吸入两种途径的暴露量分别与毒性终点校正值相比，如果所得 RQ 值小于0.1，则认为农药对鸟类的吸入暴露途径风险无需关注；反之，如果 RQ值大于0.1，则认为其风险需加以关注[2]。

1.4 8 种农药对鸟类的暴露评估参数

通过查询中国农药信息网、美国环保署网站、Pesticide Properties DataBase 以及European Food Safety Authority 等网站，收集到8 种农药对鸟类环境暴露风险评估所需的参数 (见表1)。其中，农药施用量取自中国农药信息网，均为林业上登记的最大施用量，所登记作物蚕桑树、茶树以及果树上均有鸟类栖息生活。

表1 8 种农药对鸟类的暴露评估参数Table 1 Exposure assessment parameters of eight pesticides for avian

1.5 8 种农药对鸟类的效应评估参数

收集到8 种农药对鸟类的效应评估参数，如表2 所示。

表2 8 种农药对鸟类的效应评估参数Table 2 Effect assessment parameters of eight pesticides for avian

2 风险评估结果

2.1 8 种农药对鸟类的经食途径暴露风险

从表3 中可看出，评估的8 种农药以最大用量喷雾施用时，经食暴露途径中，残杀威对鸟类的初级急性风险为不可接受，对鸟类的初级短期和长期风险为可接受；敌敌畏、虫螨腈、敌百虫和杀螟硫磷对鸟类的初级急性、短期和长期风险均为不可接受；马拉硫磷对鸟类的初级急性风险可接受，初级短期和长期风险均不可接受；茚虫威和甲氨基阿维菌素苯甲酸盐对鸟类的初级急性、短期和长期风险均可接受。

表3 8 种农药对鸟类的经食途径暴露风险评估结果Table 3 Results of risk assessment of 8 pesticides on avian exposure through dietary route

2.2 8 种农药对鸟类的饮水途径暴露风险

结果见表4。饮水暴露途径中，所评估的8 种农药以最大用量喷雾施用时，虫螨腈和茚虫威对鸟类的急性和慢性风险均无需关注，其余6 种农药的急性和慢性风险需引起关注。

表4 8 种农药对鸟类的饮水途径暴露风险评估结果Table 4 Results of risk assessment of 8 pesticides on avian exposure through drinking water route

2.3 8 种农药对鸟类的吸入途径暴露风险

从表5 中可看出，所评估的8 种农药以最大用量喷雾施用时，通过吸入途径暴露，仅敌敌畏的挥发吸入风险需引起关注，其余7 种农药对鸟类的雾滴吸入和挥发吸入风险均无需关注。

表5 8 种农药对鸟类的吸入途径暴露风险评估结果Table 5 Results of risk assessment of 8 pesticides on avian exposure through inhalation route

3 结论与讨论

本研究中8 种经济林常用农药对鸟类的初级风险评估结果表明：经食暴露途径中，残杀威对鸟类的急性风险不可接受，长期风险可接受；敌敌畏、虫螨腈、敌百虫和杀螟硫磷对鸟类的急性、短期和长期风险均不可接受；马拉硫磷对鸟类的短期和长期风险均不可接受；茚虫威和甲氨基阿维菌素苯甲酸盐对鸟类的急性、短期和长期风险均可接受。通过饮水途径暴露，虫螨腈和茚虫威对鸟类的急性和慢性风险均无需关注，其余6 种农药对鸟类的急性和慢性风险需引起关注。吸入暴露途径中，仅敌敌畏的挥发吸入风险需引起关注，其余7 种农药对鸟类的雾滴吸入和挥发吸入风险均无需关注。比较发现，所评估的8 种农药中，仅有茚虫威在3 种暴露途径下对鸟类的风险都可接受或无需关注，因此，相比于其他7 种农药，茚虫威在经济林中使用对鸟类较为安全。

研究发现，经食、饮水及吸入3 种暴露途径评估方式所得结果差别较大。在暴露评估方面，3 种途径下暴露量的差异最为显著。经食途径的暴露量主要取决于农药施用量及其在鸟类食物中的残留；饮水途径的暴露量主要取决于农药在水中的最大溶解度；而吸入途径又分为挥发吸入和雾滴吸入两种，挥发吸入途径的暴露量取决于农药的理化性质，雾滴吸入途径的暴露量则取决于农药的施用量。虫螨腈和茚虫威在饮水途径暴露下对鸟类的急性和慢性风险均无需关注，其原因主要在于这两种农药在水中的溶解度较小，均小于1 mg/L。另外，除敌敌畏以外，其余7 种农药通过挥发吸入途径对鸟类产生的风险均无需关注，主要是由于7 种农药的蒸气压较低，挥发性不强。所以，在进行农药风险评估时，对于在水中溶解度较高的农药，需要关注其饮水途径暴露风险；而对于蒸气压较高的农药，则需要关注其吸入途径暴露风险。

本文采用的3 种评估林业上所用农药对鸟类暴露风险的方法还存在一定不足之处：一方面，评估结果较为保守，可能会过高估计农药对鸟类的风险，如被评估鸟选取体型最小的普通鸟类，计算鸟类每日饮水量时选择每日饮水量需求更高的雀形目鸟类，水中农药浓度采用最大溶解度等；另一方面，仅从经食、饮水和吸入3 种暴露途径评估林用农药对鸟类的风险还不够全面。因此，本研究开展的仅是初级的风险评估，下一步应针对不同地区的农药使用状况及鸟种分布等进行深入调查，开展农药对不同地区主要鸟类的毒性研究，细化农药在不同地区的暴露评估参数和效应评估参数，进一步确证林用农药对鸟类的风险，从而为林业上病虫害防治农药种类及施用量选择提供理论支撑。