DDTs沿扎龍濕地典型食物網的傳遞與富集規律

羅金明，高忠燕，李洪影

（1.齊齊哈爾大學理學院，齊齊哈爾，161006；2.黑龍江省扎龍國家級自然保護區管理局，齊齊哈爾，161002）

20 世紀，農藥滴滴涕（DDT）作為一種殺蟲劑被廣泛用于農業生產過程中［1］，在地表土壤和水體環境中大量殘留［2］。DDT 及其衍生物（統稱DDTs）能通過捕食-食物的營養關系從食物網底層傳遞到食物網頂層的生物體內，并表現出顯著的生物富集（bio-magnification effect）特性［3-4］。生物體內富集較高的DDTs 可能影響繁殖成功率，甚至直接致死［5］。從20 世紀60 年代開始，歐美國家禁止使用DDTs 和相關產品。我國從1983 年開始禁止使用DDT 農藥［2］，但含有DDT 的化工產品依然允許生產和使用；2009 年，我國政府全面禁止使用各種含有DDT 的化學產品（環境保護部公告2009 年第23 號）。由于DDTs 的半衰期長達12～15 a，即使完全禁止使用，環境中殘留的DDTs還將在今后一段時期內存在，對生物生態健康產生影響［6］。

丹頂鶴（Grus japonensis）是國家一級重點保護的大型珍稀水禽［7］，被IUCN 列為易危（VU）物種，目前丹頂鶴遷徙種群的數量處于減少趨勢［8］。黑龍江省扎龍國家級自然保護區（扎龍濕地）是丹頂鶴重要的繁殖地和越冬地，濕地周圍分布有大面積的農田，農業生產排放的有機氯農藥DDT 很容易進入丹頂鶴的棲息地，并在生物體內富集［9］。近年來，環境中殘留的DDT 水平顯著減少，但在丹頂鶴羽毛和卵組織中尚能檢測到一定濃度的殘留，如2021 年在扎龍濕地底泥中檢測到DDTs 的殘留濃度為4.6 ng/g，在丹頂鶴的食物（魚類）和卵組織中檢測到DDTs 殘留濃度分別為8.6 ng/g 和低于檢測限～23.2 ng/g（濕質量）［10］。環境中殘留的DDTs可在丹頂鶴等食物鏈頂端的生物體內富集，但關于DDTs沿丹頂鶴為代表的典型食物網的傳遞和富集規律尚不清楚，這不利于治理環境中殘留的DDTs 和保護丹頂鶴物種。逸度模型是基于物質平衡理論建立的一種模擬有機污染物遷移轉化的模型，可以有效描述有機污染物在環境中的遷移過程以及歸趨特征［11-12］。本研究基于逸度模型，對DDTs沿丹頂鶴為代表的典型食物網的傳遞和富集規律進行研究，討論當前丹頂鶴種群所面臨的潛在風險程度，研究結果對丹頂鶴物種的保護具有一定參考價值。

1 研究區概況

扎龍濕地（46°52′—47°32′ N，123°47′—124°37′ E）位于黑龍江省中西部，是發源于小興安嶺西側的烏裕爾河流經富裕縣后因海拔迅速降低，河道消失后大面積水流散溢，發育而成的典型溫帶蘆葦沼澤濕地。大面積的原生蘆葦沼澤為丹頂鶴、東方白鸛（Ciconia boyciana）等多種珍稀水禽提供良好的棲息和繁殖環境。每年3 月下旬，數百只野生丹頂鶴自南方越冬地北遷并在此棲息繁殖，直到10 月下旬氣候變冷才返回南方越冬。扎龍濕地中上游發育大面積的黑土和黑鈣土，土壤肥沃，是我國重要產糧區。濕地低洼的地形特征決定了其容易承接來自四周的農田農藥、除草劑等污染物，可能影響在此生活的丹頂鶴等水禽的生態健康。

2 材料與方法

2.1 食物網構建

根據穩定同位素測定方法可以準確得到濕地生態系統典型生物物種的營養位，進而構建丹頂鶴食物網［13］。依據前期扎龍濕地典型生物的營養位資料［14］，構建扎龍濕地以丹頂鶴等大型水禽為頂層捕食者的食物網結構，得到營養層位。

第1層：浮游生物，以濕地底泥、水和腐碎屑為食物來源，是DDTs 進入生物體內的第一步，營養位為1.74～2.01。

第2層：以底棲物為食的動物，如黑龍江泥鰍（Misgurnus mohoity）、小型浮游魚和中國圓田螺（Cipangopaludina chinensis）等，營養位為2.02～2.96。

第3層：大型浮游魚類，以第2層水生動物為食，營養位為3.00～3.50。

第4層：大型雜食水禽，如丹頂鶴、綠頭鴨（Anas platyrhynchos）等，營養位為3.00～3.60。

第5層：大型肉食動物，如東方白鸛，營養位為3.61～4.10。

根據上述營養層位特征，利用逸度模型模擬DDTs沿不同生物物種之間的傳遞規律。

2.2 逸度模型原理

根據逸度模型，環境中有機污染物主要通過水體飲用和食物攝入的途徑進入生物體內；生物體內富集的有機污染物同時處于不斷降解的變化中，降解包括呼吸、排泄、代謝和生物體生長稀釋4 個途徑［6］。在穩態條件下，污染物的富集和降解處于平衡，可表示為：

式中：f為逸度（Pa），D為污染物遷移參數（mol/（Pa·d）），W 為水體攝入，A 為食物攝入，F 為生物體，E 為排泄降解，M為代謝降解，G為生物體生長稀釋。

令W=DW/（DW+DE+DM+DG），A=DA/（DW+DE+DM+DG），則簡化得到：

式中：W和A分別為目標物種體內通過呼吸和食物攝入而富集的污染物部分。

對于第1層生物：

對于第2層生物：

對于第3層生物：

對于第4層生物：

對于最頂層（第5層）生物：

根據每一層生物的污染物平衡等式求得f和D（參數D的求解方程見表1，所涉及的不同生物種類之間的覓食比例見表2 和表3），可以計算出生物之間的污染物通量Fluxes（mol/d）=f×D。不同生物種類之間的DDTs通量結果見圖1。

圖1 DDTs在扎龍濕地食物網中的傳遞與富集特征Fig.1 Transfer and enrichment of DDTs along the food web at Zhalong Wetland

表1 模型參數Z和D的定義Tab.1 Variable definition of Z and D values

表2 模型模擬參數Tab.2 Variable used for model simulations

表3 扎龍濕地中各種生物的覓食比例［14-15］Tab.3 Food component of species in Zhalong Wetland

以2008 年扎龍濕地水體和底泥實測DDTs 濃度20 ng/L 和80 ng/g 作為模型模擬的初始值［9］，模擬DDTs沿濕地食物網的遷移規律，并以2021年實測的扎龍濕地水體和底泥濃度（2.1 ng/L和4.6 ng/g）［10］作為初始值研究當前扎龍濕地食物網的DDTs殘留水平。

3 結果

表4 顯示，濕地生態系統中不同生物種類的逸度和逸度比值存在明顯差異。逸度為1.74×10-7～46.00×10-7Pa，第1 和第2 營養層位的物種逸度值低于4.00×10-7Pa，第3 層位至最高層位（第5 層）的物種逸度高于4.00×10-7Pa。第1 和第2 層位的物種逸度比值（fP/fW）的變化范圍比較小（0.92～1.40），大型浮游魚類（第3 層）的fP/fW為9.12，第4 層丹頂鶴和綠頭鴨的fP/fW分別為12.98 和14.02，東方白鸛（第 5 層）的fP/fW超過20.00。捕食者和食物之間的逸度比值（fP/fF）變化較大，營養層位比較低的生物種類fP/fF比較小，如第1 和第2 層位的物種fP/fF低于1.25，從第3 層位的大型浮游魚類開始，fP/fF迅速 增加，如大型魚類為2.05，綠頭鴨的逸度比值達 到6.33，丹頂鶴和東方白鸛逸度比值分別高達13.17和14.55。

表4 濕地生態系統各種生物的逸度和逸度比值Tab.4 The fugacity and fugacity ratio of each species in wetland ecosystem

圖2 顯示，濕地生物的營養位數值與逸度比值呈現顯著正相關性（p=0.001）。營養位低于2.50 生物種類的逸度比值比較小，介于0～1.50；營養位為2.50～3.00 生物種類的逸度比值迅速增大，如大型浮游魚類的fP/fW和fP/fF分別到達9.12 和2.05。營養位為3.25 的生物種類的逸度比值達到12.98 和6.33，營養位為3.80 的生物種類的逸度比值高達24.34和14.55。

圖2 逸度比值與營養位的相關性Fig.2 Correlations between the fugacity ratio and trophic level

基于逸度模型模擬得到的DDTs 濃度與實驗室測定的濃度比較，發現二者結果接近（表5），說明此模型能夠用于扎龍濕地生態系統DDTs 的遷移和 富集規律的研究。通過模擬結果揭示了DDTs 沿扎龍濕地不同營養位發生明顯的生物富集特征。DDTs 富集濃度在無脊椎動物（11.25 ng/g）、小型 浮游魚類（5.54 ng/g）和軟體動物（15.47 ng/g）體內較低，在浮游動物（29.59 ng/g）、甲殼類底棲動 物（66.35 ng/g）和大型浮游魚類（85.15 ng/g）體內明顯增加，水禽體內殘留的DDTs最高，綠頭鴨、丹頂鶴和東方白鸛體內的模擬濃度分別達到192.00、226.00、392.00 ng/g。

表5 基于逸度模型得到的扎龍濕地中各生物體內富集的DDTs濃度Tab.5 DDTs enriched in each species at Zhalong Wetland based on fugacity model

DDTs 沿扎龍濕地不同生物種類之間的傳遞和富集過程見圖1，食物營養層位越高，生物種類的逸度和富集的DDTs 濃度就越高。對于底層營養層位的水生動物來說，水體和腐殖類食物是體內富集DDTs 的主要途徑，因水體和腐殖類食物殘留的DDTs 水平比較低，故底層生物體內富集的DDTs 水平也比較低；營養層位較高的3 種水禽通過水體攝入的DDTs 比例很小，食物攝入是DDTs 進入體內的主要途徑，尤其是東方白鸛，通過捕食不同營養層位的生物體過程，導致較高濃度的DDTs沿食物鏈流動富集在東方白鸛體內。排泄、新陳代謝和生物體生長稀釋是丹頂鶴和東方白鸛排出DDTs的主要途徑，排泄消減部分大于其他2 種途徑。丹頂鶴通過排泄輸出的DDTs 通量為312.00 ng/d，東方白鸛排泄的DDTs通量為310.00 ng/d。水禽類往往成長較快，生長稀釋也是降低體內DDTs濃度的重要途徑之一，丹頂鶴和東方白鸛依靠生長稀釋降低的DDTs 通量為226.00 ng/d 和156.00 ng/d。生物體內通過食物攝入富集的DDTs與各種降解途徑排出的DDTs總體上維持平衡。

基于逸度模型預測扎龍濕地生態系統當前不同生物種類富集DDTs 水平的結果見圖3。DDTs 表現出沿食物網傳遞和生物富集的效應，但在食物網頂端的3 種水禽體內富集的DDTs 水平比較低，如DDTs 在綠頭鴨和丹頂鶴體內富集的濃度分別為28.50、34.50 ng/g。高忠燕等［10］2020 和2021 年實測得到扎龍濕地丹頂鶴卵組織殘留的DDTs 質量分數為低于檢測限～23.2 ng/g（濕質量），也證實了當前扎龍濕地中丹頂鶴等水禽體內還富集一定程度的DDTs。

圖3 基于逸度模型得到當前不同物種體內富集的DDTs含量Fig.3 Current concentrations of enriched DDTs in different species were predicted based on fugacity model

4 討論與結論

fP/fW揭示了污染物在不同營養位生物體內產生的生物富集效應，包括水體攝入和食物攝入共同產生的富集結果［6，12］；fP/fF則體現了整個食物網中捕食者通過食物營養流通通道產生的富集結果［16］。隨著生物體營養位的增高，營養層位比較高的生物往往比位于食物網底層的生物具有更強的腸道消化能力，通過腸道對含有污染物的食物進行消化，提高了污染物在生物體內的逸度，因此本研究中位于營養層位較高的丹頂鶴和東方白鸛等大型水禽的逸度和逸度比值在扎龍濕地生態系統中最高［17］。fP/fW均 超過1 表示DDTs 在該生物體內發生了明顯的富集［12］。本研究發現，大型浮游魚類和大型水禽（丹頂鶴和東方白鸛）與食物之間的fP/fF和fP/fW都超過1，證實了DDTs 在扎龍濕地營養位頂層的物種體內發生了較為明顯的生物富集效應。這種生物富集效應導致丹頂鶴等大型水禽體內殘留較高水平的DDTs，2009 和2014 年丹頂鶴羽毛中DDTs 的殘留濃度達到1 500 ng/g 以上［10］，這種殘留水平高于同期常見的大型猛禽羽毛中的殘留濃度（100～500 ng/g）［18］。本研究發現，食物攝入是大型浮游魚類和丹頂鶴等大型水禽體內富集DDTs 的主要方式，而排泄、新陳代謝和生物體生長稀釋是排出DDTs 的主要途徑。在丹頂鶴羽毛中檢測到較高的DDTs 殘留證實了上述結果，說明丹頂鶴能夠在羽毛形成時期把體內富集的DDTs 排泄到羽毛中，以此降低體內的DDTs 殘留水平［10］。因此，通過檢測丹頂鶴羽毛中殘留的DDTs水平，在一定程度上可以了解其體內組織中的DDTs富集水平［10］。

親鳥在產卵過程中也可能把體內過多的有毒物質排泄到卵組織中，以降低自身體內有毒物質的殘留水平［19］。2004 和2009 年，在丹頂鶴卵殼中檢測 到一定濃度的DDTs 殘留（2004 年，DDTs 質量分數 最高為30.5 ng/g；2009 年，DDTs 質量分數最高為35.6 ng/g）［10］，同期羽毛中也有較高濃度的DDTs 殘留。鳥類卵組織中若有較高DDTs 殘留可能導致卵殼偏薄。如果卵殼變薄15%以上，鳥類的繁殖成功率就會降低［19］。與2020年的卵殼厚度相比，2004和2009 年的卵殼厚度變薄5.2%和11.6%［10］。可見，歷史上扎龍濕地環境中殘留較高的DDTs水平，可能對丹頂鶴等大型水禽的生態健康帶來一定影響。

本研究發現，扎龍濕地環境中殘留的DDTs水平較低時，丹頂鶴和其他物種體內富集的DDTs水平也顯著降低，這種結果與實際情況相符合。2009 年以來，所有含DDTs成分的有機氯農藥和相關工業產品被全面禁止使用，顯著降低了扎龍濕地環境中DDTs的殘留。當前，丹頂鶴卵組織殘留的DDTs質量分數低于檢測限～23.2 ng/g（濕質量）［10］，基于逸度模型模擬得到丹頂鶴體內DDTs 質量分數為34.50 ng/g，遠遠低于上述引起鳥類卵殼顯著變薄或繁殖失敗的臨界濃度（3 100 ng/g，濕質量）［5］。

本研究對有機氯農藥DDTs 沿扎龍濕地典型食物網的傳遞和富集規律進行了研究，在此基礎上探討了濕地環境殘留的DDTs 給丹頂鶴帶來的潛在風險，以期為丹頂鶴的保護提供參考。