福建部分主产区三种养殖鱼及水体中多环芳烃风险评估

刘海新

(福建省水产研究所，福建 厦门 361013)

多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)是指分子中含有两个或两个以上苯环的碳氢化合物，可分为芳香稠环型[如萘(NA)、蒽(AN)、菲(PHE)、芘(PY)等]及芳香非稠环型(如联苯、三联苯等)，广泛存在于环境中。其物理化学性质稳定、难降解，易在生物体内富集，是自然环境中持久性有机污染物的主要代表[1]。环境中的PAHs主要来源于化石燃料使用过程的泄漏及煤、石油、天然气、焦炭、木材、垃圾等有机物不完全燃烧的排放。PAHs可通过沉降、工业排放、石油泄漏和地表径流等进入水生环境中[2]。鱼类通过鳃和表皮的直接吸收，以及摄取悬浮颗粒物和食物在体内累积PAHs[3]。PAHs具有“三致效应”(致畸、致癌和致突变)，可通过食物链对人体健康构成威胁[4]。美国环保署(USEPA)将16种PAHs列为有限控制污染物，我国公布的68种优先控制污染物中有7种属于PAHs[5]。近年来，水产品食用安全关注度不断提高，陆续有对不同地区环境及贝类、鱼类等水产品中的PAHs开展风险评估的研究报道发表[2-3，5-8]。本研究对福建省沿海主要养殖品种石斑鱼(Epinephelinae)、河鲀鱼(Takifugubimaculatus)、大黄鱼(Larimichthyscrocea)和其养殖水体中的PAHs进行监测，评价3种鱼体内PAHs的食用安全性，并分析PAHs污染可能来源，旨在反映PAHs在福建省几种主要养殖鱼体内的污染风险程度，为指导民众安全消费水产品提供依据。

1 材料与方法

1.1 样品的采集

福建省养殖石斑鱼、河鲀鱼、大黄鱼主产区分布有所不同，石斑鱼养殖主要分布在闽南沿海，河鲀鱼养殖主要集中在漳州市漳浦县，大黄鱼养殖主要集中在宁德市。本研究分别于2019年3月和10月对各养殖主产区中大型养殖企业的养殖水体和成品鱼，在同一地点重复采样。石斑鱼分别在漳州市东山县和厦门市小嶝岛的大型工厂化养殖企业抽检，采样地点如图1所示S1、S2；河鲀鱼在漳浦县佛昙湾沿岸池塘抽检，采样地点如图1所示H1、H2；大黄鱼在宁德市三都澳周边海域的海水网箱养殖大户抽检，采样地点如图1 所示D1、D2。用不锈钢采水器采集养殖池或网箱表层水样，每个站位采集水样10 L，装于棕色玻璃瓶中。水样送回实验室于4℃冰箱内保存、检测。鱼样于采样地点的养殖池或网箱中捞取，每次抽样3个批次。每批次石斑鱼3～5条，每尾体重0.4～0.6 kg；河鲀鱼6～8条，每尾体重0.1～0.2 kg；大黄鱼4～6条，每尾体重0.3～0.5 kg，样品保存于-18℃车载冰箱中运回实验室，取背部肌肉匀浆后-18℃保存待测。

1.2 仪器与试剂

气质联用仪(美国Agilent 7890B-7010)；毛细管柱DB-5MS(Agilent 30 m×0.25 mm×0.25 μm)；漩涡混合器(M3德国IKA)；离心机(TGL-16G上海安亭)；氮吹仪(HSC-24B天津市恒奥科技发展有限公司)；Milli-Q型超纯水仪(美国Millipore公司)。

1.3 样品处理

水样前处理参照GB/T 26411—2010 《海水中16种多环芳烃的测定 气相色谱-质谱法》；生物样前处理参照SC/T 3042—2008《水产品中16种多环芳烃的测定 气相色谱-质谱法》进行。

1.4 仪器分析条件

色谱条件：载气为纯度高于99.999%的氦气，流速1.0 mL/min；进样口温度为260℃，不分流进样，进样体积2 μL；柱升温程序：初始柱温60℃，保持1 min；以15℃/min升至110℃，保持1 min，再以20℃/min升至180℃；之后以2℃/min升至203℃，5℃/min升至250℃，2℃/min升至310℃保持2 min。质谱条件：离子源温度230℃，四级杆温度为100℃，传输线温度250℃，溶剂延迟6 min，选择离子监测模式。PAHs各组分的定性离子和定量离子参照《SC/T 3042—2008水产品中16种多环芳烃的测定 气相色谱-质谱法》。

1.5 检测灵敏度与质量控制

检测灵敏度与质量控制：水样定量限为1 ng/L，在水样加标浓度为1～50 ng/L时，PAHs各组分回收率在70.1%～115%之间；鱼肉样定量限为1.00×10-4mg/kg，空白鱼样加标浓度在1.00×10-4～5.00×10-2mg/kg时，PAHs各组分回收率在72.3%～120%之间。

1.6 食用健康风险评估方法

国际上对多环芳烃食用安全的评估，主要考查PAHs各组分的毒性[9]，包括非致癌健康风险评估，评价指标为暴露边界值(Margin of Exposure，MOE)[10]，按(1)式进行计算；致癌健康风险评估，评价指标为致癌风险指数(Carcinogenic Risk Index，CRI)[2]，按(2)式计算PAHs各组分的致癌风险指数、(3)式计算总致癌风险指数。

MOE=Ci×CM/(Bw×RfD)

(1)

(2)

(3)

式(1)～(3)中：MOE为暴露边界值；Ci为鱼体内PAHs各组分含量(mg/kg)；CM为鱼日均消费量，采用水产品消费量大的厦门市[11]数据，2018年人均年消费鱼类量为10.35 kg/年，折算每日人均消费量为28.36 g/d；BW为平均人体体重，成年人取60 kg；RfD为PAHs组分的参考剂量[mg/(kg·d)]，见表1[12]；Ri为PAHs各组分的致癌风险指数；qi为PAHs各组分的致癌斜率因子[(kg·d/mg)]，以BaP斜率因子(7.3 kg·d/mg)为基准，乘以各组分的毒性当量因子[2]，见表2；RTC为总致癌风险指数。

表1 PAHs七种组分参考剂量(RfD)

表2 PAHs各组分毒性当量因子

2 结果

2.1 水体和鱼体内PAHs的含量

表3 各站点养殖水体中PAHs含量

注：ND为未检出。

Note：ND was not detected

由表3可见，各养殖地点采集的水样中PAHs组分主要为2～4环的NA、ACL、AC、FL、PHE、AN、FA、PY、BaA、CHR低环PAHs；5～6环的BbFA、BkFA、BaP、DBahA、BghiP、IP高环多环芳烃只有少量检出。各养殖地点PAHs污染的差异，取决于养殖区域周边大气、土壤、水域受污染程度。各养殖地点水体PAHs总量平均值为299.38 ng·L-1，范围在169.75～ 423.51 ng·L-1之间，与中国南海海水(301.05 ng·L-1)[13]相近，高于中国南黄海(15.76～233.39 ng·L-1)[14]、渤海西北部海域(108～204 ng·L-1)[15]和美国切萨皮克湾(3.2 ～43.2 ng·L-1)[16]海水。

表4各站点鱼体内PAHs各组分含量平均值

Tab.4 The average concentration of the various PAHs in fish of sites mg/kg

续表4

石斑鱼、河鲀鱼、大黄鱼三种养殖鱼体内PAHs平均含量分别为2.36×10-2、3.24×10-2、2.81×10-2mg/kg，PAHs含量总体差异不大，如表 4所示。同其他地区的水产品中PAHs含量比较：与上海滴水湖鲫鱼(6.66×10-2～14.6×10-2mg/kg)[3]相似，低于广东地区罗非鱼(18.2×10-2～71.7 ×10-2mg/kg)[8]，高于环渤海地区虾类(1.41×10-2mg/kg)和蟹类(1.58×10-2mg/kg)[2]。

2.2 三种养殖鱼PAHs风险评估

2.2.1 非致癌风险评估

各站位所采集样品PAHs平均检测结果见表 4。根据表1各污染物参考剂量，按(1)式计算暴露边界值(MOE)，结果见表 5。对于非致癌物质的MOE值，一般其值在1以下即认为该物质非致癌风险可接受[10]，但对高致癌物质MOE的要求要小于10-4的限量值[9]，在IRIS数据库给出的7种有参考限量剂量的PAHs组分里，只有BaP给出致癌斜率因子[12]，因此BaP的MOE限量值采用10-4[9]。各站点BaP的MOE平均值在5.97×10-5～6.34×10-5之间，满足小于10-4的限量要求。其他6种PAHs组分的MOE平均值在2.53×10-6～6.45×10-5之间，满足小于1的限量要求。因此，各站点所采集的3种养殖鱼PAHs非致癌风险均在可接受范围内。

表 5 各站点鱼体内PAHs各组分暴露边界值(MOE)

比较PAHs不同组分的MOE平均值，结果见图2，石斑鱼体内FL的MOE值明显高于其他2种鱼类；3种养殖鱼的BaP的MOE值都较大。因此总体上石斑鱼的非致癌风险程度略高于其他2种鱼。由于BaP的MOE限量值为10-4，远低于其他PAHs组分，因此对PAHs各组分非致癌风险程度比较评价，采用单因子指数法(Si)进行分析(Si=MOE/限量值)，Si值越大,风险程度越高。石斑鱼、河鲀鱼、大黄鱼体内BaP的Si值分别为0.610、0.597、0.634，远高于其他6种PAHs组分的Si值(2.53×10-6～6.45×10-5)。因此，BaP是这3种养殖鱼PAHs食用健康非致癌风险的主要因子。

2.2.2 致癌风险评估

鱼体内PAHs的致癌风险指数，采用(2)式和(3)式计算出PAHs各组分的致癌风险指数和总致癌风险指数，结果见表6。对于致癌风险指数，美国环境保护署(EPA)提出了可接受风险的概念，根据不同地区的环境条件、科技和经济发展水平等，管理者和研究者提出不同的可接受风险，一般情况下总致癌风险指数RTC≤10-4认为致癌风险可接受[10]。各站位石斑鱼、河鲀鱼、大黄鱼总致癌风险指数RTC平均值在1.08×10-5～1.44×10-5之间，均未超过可接受风险水平10-4，表明所抽检的石斑鱼、河鲀鱼、大黄鱼的PAHs致癌健康风险均在可接受范围内。

由图3可知，PAHs在鱼体内主要以3环PAHs为主，占总PAHs的比例在65.8%～77.7%之间。其他的2环、4环、5环和6环PAHs占总PAHs的比例在1.20%～16.2%之间。从图4可知，PAHs各组分对总致癌风险指数贡献最大的为5环PAHs。虽然5环PAHs的浓度仅占总PAHs的6.06%～9.05%，但其对PAHs所产生的致癌风险指数贡献达90.9%～96.7%。这主要是由于5环PAHs毒性当量因子远高于其他组分PAHs，如表2所示。本研究对BbFA、BkFA、BaP和DBahA等4种5环PAHs对总致癌风险指数的贡献进行比较，结果见图5，3种养殖鱼体内5环PAHs对总致癌风险指数贡献顺序为DBahA>BaP>BkFA≈BbFA。DBahA对总致癌风险指数的贡献最大，在71.4%～80.1%之间；BaP次之，在12.9%～16.1%之间；BbFA和BkFA对总致癌风险的贡献小，在1.46%～1.75%之间，与其他环数的PAHs差别不大。因此BaP和DBahA是PAHs致癌风险的主要因子。

综上所述，BaP是这3种养殖鱼PAHs食用健康非致癌风险的主要因子；5环PAHs的BaP和DBahA对致癌风险贡献大，因此BaP和DBahA是3种养殖鱼PAHs食用健康风险的主要因子。

表6 鱼体内PAHs致癌风险指数

3 讨论

3.1 养殖水体和生物体内多环芳烃的组成特点

所监测的3种养殖鱼体内和养殖水体中不同环数PAHs所占比例见图3和图 6。养殖水体中主要检出的PAHs为2环～4环，以3环PAHs为主，占总PAHs的51.3%～80.0%，5环和6环PAHs组分仅有少量检出，占总PAHs的5%以下，这与罗非鱼养殖池塘水[8]、珠江口表层水[17]、北江表层水[18]的检测结果相类似。鱼体内同样是以3环PAHs烃为主，占总PAHs的65.8%～77.7%。3种养殖鱼体内低环PAHs所占比例高的情况与渤海地区虾蟹类[2]、上海滴水湖鲫鱼[3]、广东海珠湿地鲤鱼[6]等体内PAHs的累积情况类似。

养殖水体和鱼体内虽然均以3环PAHs为主，但养殖水体中2～4环的低环PAHs相对于鱼体内占比较大，而鱼体内5～6环的高环PAHs相对于养殖水体占比大。PAHs各组分的理化特性与其在养殖环境中的分布相关。低环PAHs的辛醇-水分配系数(Kow)较小，相对易溶于水；高环PAHs的Kow相对较大，更倾向于吸附在悬浮颗粒物和沉积物中[7]，因此养殖水体中以2～4环的低环PAHs占比较高；水生生物对PAHs的蓄积不仅可通过鳃和表皮直接从环境中吸收，还可通过摄取悬浮颗粒物和食物在体内累积[3]。笔者认为鱼体的脂肪含量高于养殖水体，更有利于亲脂性的高环PAHs累积，以致鱼体内高环PAHs占比相对高于养殖水体。图3结果表明，3种养殖鱼体内高、中、低环PAHs组分占比差别不大，这可能是由于所采集的石斑鱼、大黄鱼分别在工厂化水泥池和近海网箱养殖；河鲀鱼虽在土池中养殖，但其主要活动空间在水体中上层，3种养殖鱼均与沉积物接触少，因此鱼体从环境中蓄积PAHs主要来源于水体。图 6表明3种养殖鱼水体中高、中、低环PAHs组分占比差别不大，导致不同环数的PAHs在鱼体内累积分布趋同。

3.2 养殖水体中PAHs污染与生物体PAHs蓄积的相关性

养殖水体是这3种鱼从环境蓄积PAHs的主要来源。本研究将鱼体内PAHs浓度与环境水体中PAHs含量进行相关性分析。采用Origin 9.1计算得出95%置信水平下两者的相关性显著水平P>0.05，表明数据分析上不存在相关性；由图7可见各数据点呈随机分布，不存在系统性图形趋势。因此，在本研究中鱼体内PAHs蓄积与养殖水体中PAHs含量未表现出显著相关性。环境中污染物的浓度水平通常会影响鱼体内污染物的累积[7，19-20]。本研究得出鱼体内PAHs蓄积与养殖水体中PAHs浓度无显著相关的结果，除了生物自身的生理特征外，笔者认为可能是由于本研究的养殖水体中PAHs浓度较低，该浓度水平还不足以对鱼体累积PAHs产生显著的影响；同时，也有可能是由于本研究的采样时间间隔较长，不能充分反映水体中PAHs污染与鱼体累积的相关性。因此，养殖水体中PAHs污染与养殖鱼体内的累积关系还需做进一步研究。

3.3 水体和生物体内多环芳烃的来源分析

PAHs污染来源分析常采用PAHs组分的同分异构体比值法，如PHE/AN[21]、AN/(AN+PHE)[22]、FA/(FA+PY)[23]、BaA/(BaA+CHR)[24]等。由于AN与PHE较易分解，可能改变来源信息[2]，因此，多采用FA/(FA+PY)、BaA/(BaA+CHR)分析PAHs的来源。当FA/(FA+PY)小于0.40表示石油类排放来源，大于0.50表示木、煤等燃烧来源，介于0.40与0.50之间则表示石油及其精炼品燃烧来源；当BaA/(BaA+CHR)小于0.20表示石油排放来源，大于0.35表示高温燃烧来源，介于0.20与0.35之间则表示石油排放与高温燃烧混合来源[3]。由图 8可见，各站点养殖水体中PAHs来源在图中分布位置集中，说明其来源基本一致。养殖水体中PAHs来源表现为木、煤燃烧和混合源。各站位养殖水体污染来源类似，这可能是由于水样采集的地点都在养殖区，附近均无大型工业，PAHs来源于生活污染源、机动车和船舶的尾气排放。由图 9可见，养殖鱼体内PAHs来源分布较分散，说明养殖鱼体内PAHs的主要来源有所差异。本研究所监测的3种养殖鱼体内PAHs表现为木、煤燃烧、石油排放、混合源、高温燃烧的污染。鱼体内PAHs来源比养殖水体丰富，这可能是由于鱼体内PAHs来源途径不仅是水体，食物和水体中悬浮颗粒物吸附的PAHs也会在鱼体内累积。因此，鱼体内PAHs不仅来源于生活污染源、机动车和船舶的尾气排放，还可能来源于工业污染源、油料泄漏及相关人类活动等。

4 结论

采用暴露边界值和致癌风险指数评估福建省沿海养殖石斑鱼、河鲀鱼、大黄鱼体内PAHs的食用健康风险，按照我国现有环境条件、科技和经济发展水平，其食用健康风险在可接受范围内。本研究所监测的16种PAHs组分，其中五环的BaP和DBahA是3种养殖鱼PAHs食用健康风险的主要因子。养殖水体和鱼体的PAHs都以低环PAHs为主，养殖水体中PAHs来源类型相对集中，鱼体内PAHs来源相对复杂。本研究中养殖水体中PAHs浓度水平较低，与养殖鱼体内PAHs蓄积未表现出显著相关性，环境中PAHs污染与鱼体的蓄积关系还需做进一步的研究。