陈 诚，罗 纨，邹家荣，贾忠华，张志秀，朱卫彬



稻田水体中毒死蜱和阿维菌素监测及水生动物生态风险评价

陈 诚1，罗 纨1※，邹家荣1，贾忠华1，张志秀2，朱卫彬3

（1. 扬州大学水利与能源动力工程学院，扬州 225009；2. 扬州市江都区昭关灌区管理处，扬州 225261； 3. 扬州市江都区河道管理处，扬州 225200）

中国南方平原河网地区稻田排水量较大，施药后稻田中的农药物质尚未得到充分降解，即可随地表排水、浅层地下径流等途径或在风力作用下进入邻近的排水沟，对排水沟塘水体的生态环境产生威胁。该研究选取江苏省扬州市江都区农田水利科学研究站附近稻田作为研究对象，施药后立刻在排水沟中下游、稻田地表水和地下水中进行高频（最短1 h取样间隔）、短期（持续3 d）取样，对毒死蜱和阿维菌素2种稻田常用杀虫剂的浓度进行了监测。结果显示，邻近稻田的排水沟出口处于施药后5 h内2次出现浓度峰值，毒死蜱和阿维菌素的峰值浓度分别为0.33 mg/L和4.60g/L；而施药后36～72 h排水沟中浓度较低，毒死蜱0.007～0.020 mg/L、阿维菌素未检出（<0.1g/L）。稻田周边水体中毒死蜱浓度从高至低排序分别为：排水沟出口>排水沟中游>稻田地表水>稻田地下水。在推荐使用剂量下，毒死蜱对绝大多数水生动物（鱼、虾和蟹类）呈高或极高风险性，而阿维菌素对大部分水生动物（鱼、虾和蟹类）呈低或中风险性；施药稻田的毒死蜱环境暴露浓度大于大部分目标水生动物的安全浓度，阿维菌素反之。研究揭示了上述2种稻田常用杀虫剂在农业面源污染发生过程中的负面环境和生态效应，可为今后的农药生态风险评价与风险管理研究提供科学依据。

杀虫剂；监测；稻田；水生动物；生态风险

0 引 言

水稻是中国南方地区的主要粮食作物，而化肥农药的合理使用是实现水稻高产、稳产的重要保障措施。在降雨和地表径流等作用下，大量的氮磷和农药污染物流失到水体当中，形成了所谓的农业非点源污染。水体中氮磷营养物质的超标可使水生植物大量繁殖、水中溶解氧下降，导致鱼类等水生动物的大面积死亡，其发生周期相对较长，引发严重的水污染事件所需的氮磷污染物量往往也比较大；与之不同的是，农药物质往往在低浓度、短期暴露条件下即可对各类水生动物产生毒害作用[1]，因而往往很多农药在包装上均明确注明了应避免污染农田周边的水塘。然而，由于农药监测的技术和成本要求较高，且在自然水体中降解速度较快、浓度往往很低，更加大了监测的难度，故目前有关农药面源污染的相关研究相对较少。

近年来有关学者展开了较多的流域性河道中农药监测的研究工作[2-4]，而未关注到农药在流失初期对田间水生态系统形成的风险。农药物质在从农田随排水进入外围河道的过程中，往往需要几天甚至更长的时间，在最终进入下游排水汇流区之前就已经产生了较大程度的降解。最为典型的是中国的南方平原河网地区，泡田期间农药污染物不依赖于降雨即可通过稻田地表或浅层地下径流等途径进入排水系统当中，亟待针对施药事件开展田间尺度的农药监测研究，捕捉农药初入水体时的浓度高峰，更加全面深刻地认识其负面环境和生态效应，比如各类农药物质是否会以及从多大程度上对稻田各类水体（排水沟塘、田间地表水和地下水等）中的水生生物产生毒害。

毒死蜱（chlorpyrifos）和阿维菌素（abamectin）在中国南方稻田使用广泛，属于长江三角洲流域保护水生生物最应优先控制的农药品种[5]，且对鱼类均属高毒农药[6-7]。目前针对施药后田间水体中毒死蜱和阿维菌素的浓度监测研究不多，靳聪聪等[8-11]关注到了田间水体中的毒死蜱污染，但由于采样频率不够密集，未能充分捕捉到农药输出的高峰。张娟等[12-15]基于施药事件监测稻田水中毒死蜱或阿维菌素的浓度，而未能更加全面地考虑排水沟、稻田地下水中的农药浓度。

本研究选取南方地区典型稻田作为研究区，以杀虫剂毒死蜱和阿维菌素为例，在施药事件结束后立刻进行高频（1～2 h间隔）、短期（3 d持续时间）取样，重点关注施药后24 h内的农药浓度变化情况，探索施药稻田排水沟、地表水和地下水中常用杀虫剂毒死蜱和阿维菌素的峰值浓度和浓度变化规律，评估施药稻田水体对水生动物的生态风险，进一步认识农业面源污染中高毒杀虫剂的负面环境效应。

1 研究方法

1.1 研究区概况

研究区位于扬州市江都区昭关灌区农田水利科学研究站东侧的试验田（119°30¢E，32°33¢N）。研究区采用稻麦轮作制，具体情况可参见文献[16]。2018年稻作期种植的水稻品种为南粳505，于5月26号开始育秧，6月13日打丙草胺除草，6月15日插秧。自拔节孕穗期开始稻瘟病和稻纵卷叶螟等病虫害发生较重，于8月11日（分蘖高峰期）早05:59～07:33在如图1所示的12块田（南北各6块田，每块田面积约667 m2）施用农药（喷雾）。共施用4种农药，包括2种杀虫剂：毒死蜱和阿维菌素（具体见表1）；2种杀菌剂：三环唑和噻呋酰胺。农药于施药当天现配现用，由4人自西向东同时进行施药。于05:48～07:00进行灌溉，保证达到3 cm的泡田水深以充分发挥药效，灌满即停止灌溉。

表1 研究区2018年8月11日农药施用情况

图1中箭头标识的为排水农沟，共计有两条排水通道（直接相连的西、南侧农沟与单独排水的北侧农沟）。北侧的6块田向其邻近的北侧农沟排水，南侧的6块田向其临近的南侧农沟排水，并流经西侧农沟从其最北端排出。为防止农田排水过快地从农田和排水沟中流失进入下游水体，在西、南侧农沟最北端的排水出口处（与北侧农沟汇流处前约2 m处）采取了控制排水措施（深度为18.6 cm），并布设三角堰用于测流。控制排水措施将西、北侧的农沟隔断，施药期间三角堰后均未发生淹没出流，故北侧沟内的排水对西侧沟没有影响，两条排水出路的排水通过汇流处的一条暗沟排入下游水体。用衬片式土壤采样器在图1所示的“90 cm井”处钻孔，将底部穿孔并包扎有土工布的PVC管埋入地下90 cm深，作为地下水取水井。试验田附近布置有气象站（Campbell Scientific），在施药期间对降水、风速风向、气温、太阳辐射和湿度等气象数据进行实时监测。

农沟采用目前江苏地区正在推广使用的无砂混凝土作为材质，透水性好。施药期间需要通过泡田发挥药效，各田块通向农沟的排水口均处于关闭状态，但由于泡田期稻田的田间水位高于农沟水位，且农沟具有一定的透水性，故部分稻田水可通过浅层地下排水进入农沟。同时，由于农沟与稻田的距离很近，故在施药期间及施药后的短时期内，空气中的农药物质在大气沉降作用下进入农沟的这一途径亦不容忽视[17]。

图1 研究区示意图

1.2 水样采集

施药当天，以07:44作为零点，之后每隔1 h（第1～6小时）、2 h（第6～12小时）、12 h（第12～48小时）、24 h（第48～72小时）在图1所示的取样点取水样（井水在施药后12h内均采用2 h取样间隔以保证井内水量充足）。事先准备好新购置的氟化瓶（500 mL容积），用超纯水洗净后自然干燥待用，取样时将氟化瓶装满水样以保证瓶内没有空气，随后将采集的水样立刻送至试验田西侧不远处的研究站于−18 ℃进行冷冻，施药后24 h内和24～72 h间采集的水样分2批放入装有冰袋的100 L保温箱（ICERS）中送至实验室，并分2批（24 h内和24～72 h）进行水质分析，取样信息具体参见表2（农沟的2个取样点中，仅选取了出口处的取样点进行阿维菌素分析）。三角堰口发生出流时即取出流作为水样，未发生出流时在邻近三角堰处取排水沟内的水作为水样。整个取样期间持续观察排水沟出口处是否发生出流，并记录发生出流或停止出流的时刻。2018年6月12日（为首次施药前2个月，期间未进行施药），在图1所示4个取样点进行取样，进行水中毒死蜱和阿维菌素测试，用于判断施药前稻田各类水体中是否有毒死蜱和阿维菌素残留。

1.3 样品分析方法

选取毒死蜱和阿维菌素2种杀虫剂作为农药测试指标，具体分析方法如下：

1）毒死蜱分析方法：取水样100 mL，加20 mL二氯甲烷于分液漏斗中振摇，静置，放出二氯甲烷层，再分别用20 mL二氯甲烷提取2次，合并二氯甲烷层，加10 g无水硫酸钠，取上清液用氮吹仪吹干后用丙酮定容至4 mL，供GC-MS（Agilent气相色谱-质谱联用仪，7890B/5977B）测定。

2）阿维菌素分析方法：取水样100 mL，加20 mL二氯甲烷于分液漏斗中振摇，静置，放出二氯甲烷层，再分别用20 mL二氯甲烷提取2次，合并二氯甲烷层，加10 g无水硫酸钠，取上清液用氮吹仪吹干后用甲醇定容至2 mL，供LC-MS（ThermoFisher液相色谱-质谱联用仪，TSQ Quantum Access MAX）测定。

1.4 杀虫剂的水生动物生态风险评估方法

参照中国农药生态风险分级标准[18-19]，采用风险商值法评价毒死蜱和阿维菌素对水生动物的生态风险。近年来，国内发表了较多的有关毒死蜱和阿维菌素对鱼、虾和蟹这3类经济价值较高的水生动物的生态毒性研究，可供本研究参考。笔者统计了毒死蜱对斑马鱼等21种水生动物以及阿维菌素对麦穗鱼等25种水生动物的24、72和96 h半致死浓度LC50，选取标准为非冷水性、淡水鱼、虾和蟹类。考虑到同种生物对农药敏感性的地区性差异[20]，仅筛选出国内的研究数据，并尽可能选取新近发表的论文。其中，麦穗鱼、草鱼、鳑鲏、食蚊鱼、鲫鱼、大鳞副泥鳅、鲤鱼、鲢鱼和江黄颡鱼为长江三角洲流域均有分布的淡水鱼，是最具有本地代表性的鱼类[21]。

根据式（1）计算风险商值RQ（risk quotient）

式中EEC为环境暴露浓度值，即农药在水体中的峰值浓度，根据本研究监测成果，毒死蜱取0.33 mg/L，阿维菌素取4.60g/L；96 h LC50为96 h半数致死浓度值。风险等级评判标准为：RQ≥5.0为极高风险（相比于原有评价标准为增设条目[18]）；0.5≤RQ<5.0为高风险；0.1≤RQ<0.5为中风险；RQ<0.1为低风险。

采用目前常用的2种方法计算安全浓度SC（safe concentration）[22]

式中SC为安全浓度；24 h LC50为24 h半数致死浓度值；48 h LC50为48 h半数致死浓度值[22]。在生态毒理学数据收集过程中，为计算风险商值RQ，96 h LC50必须要有；SC1和SC2至少要能计算其中之一。

2 结果与分析

2.1 农药浓度监测结果分析

2.1.1 毒死蜱浓度监测结果与分析

6月12日所取的各类水样中，毒死蜱均未检出，说明施药前田间没有毒死蜱。施药后毒死蜱监测结果如图2a所示。排水沟出口、中游和稻田地表水3个取样点的毒死蜱浓度标准差分别为0.101、0.063和0.012 mg/L。稻田地表水中毒死蜱浓度在施药后0～24 h间的浓度范围为0.010～0.050 mg/L，总体较为稳定，其中在施药后1、6、10 h分别出现了3个峰值（0.050、0.031、0.042 mg/L）。排水沟出口的毒死蜱浓度表现出较好的规律性，分别于施药后2和5 h出现了2个明显的峰值（0.33、0.32 mg/L，低于毒死蜱在25 ℃水中溶解度1.4 mg/L的1/4）。5 h之后排水沟出口的毒死蜱浓度总体呈下降趋势，其中5～8 h间下降速度约为0.075 mg/(L·h)，12~24 h间下降速度为0.003 mg/(L·h)，2个时间段内浓度下降速度比较均匀，于10 h出现了短暂的浓度上升。排水沟中游的浓度变化情况则较为复杂，刚打完药即达到浓度最高峰（0.19 mg/L）；1 h的质量浓度为0.065 mg/L，下降了65.8%。之后排水沟中游的毒死蜱质量浓度在2～4 h间处于一个较高的水平（0.15～0.17 mg/L），可以认为其浓度峰值持续了约3 h。与出口处的浓度变化情况一样，排水沟中游的毒死蜱浓度亦自施药后5 h开始总体呈下降趋势，其中6～10 h间的浓度平均下降速度为0.016 mg/(L·h)，12～24 h间的浓度平均下降速度为0.001 3 mg/(L·h)，拐点出现在12 h（0.027 mg/L）。根据三角堰处水位监测结果，三角堰于06:11开始自由出流，于06:45左右达到最高水位（堰上水头为12.4 cm），于12:45（约施药结束后5 h）停止自由出流，停止灌溉后至三角堰停止出流前排水沟中水位平均下降速度为1.39 cm/h，停止出流后至施药后24 h内平均下降速度为0.35 cm/h，故出流停止后排水沟的毒死蜱浓度下降速度为出流时的1/4，可知控制排水措施是影响排水沟中浓度变化的重要因素。另外，可以看出，前2个峰之前排水沟出口的浓度上升速率很相近（0.136 mg/(L·h)和0.100 mg/(L·h)）。施药后36～72 h从排水沟和稻田中取得的水样的毒死蜱浓度范围分别为0.007～0.02 mg/L和0.004～0.011 mg/L；施药后0～3 d在90 cm井中所取水样的毒死蜱质量浓度范围为0.000 6～0.002 mg/L，最高仅为农沟毒死蜱峰值浓度的6%左右（井水的毒死蜱浓度太低，未列入图2当中）。

通过对比排水沟的出口和中游的毒死蜱浓度变化情况，可知中游的浓度峰值存在一定的滞后性，且施药后5 h内两者的浓度变化趋势基本相反。比如排水沟中游的3个出峰时间（4、6、12 h）比出口的出峰时间晚了2、1、2 h；而在0～1、4～5 h这2个排水沟中游毒死蜱浓度变化最为明显的2个时间段内，其浓度变化趋势与排水沟出口刚好相反。对比排水沟出口和中游的监测结果，前者的毒死蜱浓度仅在刚施完药时低于后者，之后浓度均高于后者（1.3～7.5倍）。根据气象站监测结果，施药当天的15 min间隔平均风速范围为0.25～1.80 m/s、最大风速范围为0.46～5.26 m/s，以东风为主，因而农药物质在漂移作用下更容易进入到稻田西侧的排水沟中，导致所监测沟段农药浓度沿程上升的现象。对于排水沟中农药浓度出现峰值的现象，在施药开始之后，由于稻田积水中的农药浓度呈现一个逐渐上升的趋势。施药期间，含有农药的田块数量越来越多，农田中的农药物质迁移到排水沟当中的量逐渐增加，故排水沟中的农药浓度亦逐渐上升；此时，系统中的农药物质积累效应大于基于各种因素的降解效应。当施药结束之后短期内田间农药浓度达到峰值，使得田间的农药输出强度逐渐降低，同时排水沟中的农药亦在发生降解，其浓度在某一刻达到峰值，之后开始下降。至于排水沟和田间为何会出现2个明显的峰值，则有待于后续研究开展更为深入的探索。

不难发现，施药之后24 h内的大部分时间内农沟水的毒死蜱浓度大于稻田水，这可能是风力作用下农药漂移导致的。施药过程中以及施药之后的一段时期内，田间的毒死蜱物质以较高的强度挥发到大气当中，在风力作用下飘移到临近的农沟上，并在大气沉降作用下进入农沟。同时，由于施药田块的面积要远远大于农沟，导致毒死蜱在农沟中的富集作用非常明显，使得农沟水的毒死蜱浓度大于稻田水。

注：施药后36～72 h的水样均显示阿维菌素未检出（<0.1g·L-1），故未将结果放入图中。

Note: Concentrations of abamectin in water samples collected at 36-72 h after pesticide application were below the detection (<0.1g·L-1) and not included in the figure.

图2 农药浓度监测结果

Fig.2 Monitored pesticide concentration

2.1.2 阿维菌素浓度监测结果与分析

6月12日所取的各类水样中，阿维菌素均未检出，说明施药前田间没有阿维菌素残留。施药后阿维菌素监测结果如图2b所示，其标准差为1.17g/L。排水沟出口的阿维菌素的浓度比毒死蜱要低2个数量级左右，与2种杀虫剂施用量的比值基本一致。阿维菌素在施药后的24 h之内出现了3个峰值：3.7（2 h）、4.6（5 h）和3.1g/L（12 h）。排水沟出口的阿维菌素浓度变化趋势与毒死蜱非常相近，均出现了3个峰值，第3个峰值之后的浓度下降速度低于第1、2个峰值之后。不同的是，阿维菌素的第2个峰明显高于第1个峰，而毒死蜱的前2个峰非常相近；阿维菌素的第3个峰出现在12 h，比毒死蜱晚了2 h，但与排水沟中游的毒死蜱峰值出现时间一致。阿维菌素的第2个浓度下降过程开始于5 h，同样受到三角堰停止出流的影响，可见外部水文因素和环境条件是影响农药物质运移转化的重要因素。刚刚施药后的24 h内，毒死蜱和阿维菌素的监测结果均不符合一级动力学反应方程，更加印证了基于施药事件的高频取样监测的必要性。另外，施药后24 h内未发生降雨，大部分时间风由施药田块吹向农沟，故施药期间及结束之后的风向、风速亦会对农药物质的漂移产生一定的影响，成为浓度变化的不确定因素之一。另外，施药之后的稻田水和地下水样均未检出阿维菌素。

2.2 稻田排水中杀虫剂的水生动物生态风险评估结果

稻田毒死蜱和阿维菌素的生态风险评价结果见表2。根据表2可知，施药之后排水沟中毒死蜱对16种鱼类中的8种都具有极高风险性。其中，毒死蜱对太阳鱼的风险系数最高，最高达330；其次为稀有鮈鲫，最高达66；对十字鱼的风险系数最低，但仍达到了1.37，是中、高风险级别临界点的2倍以上。按照2种方法（SC1和SC2）计算得到的毒死蜱安全浓度范围分别为1.2×10-5～0.384 9和6×10-6～0.194 0 mg/L，毒死蜱的环境暴露质量浓度0.33 mg/L为安全浓度的0.86～101.54和1.70～3 300倍。方法II（SC2）计算得到的安全浓度值相比于方法I（SC1）普遍偏低，说明方法I的农药排放标准相对更高。不论方法I或是II，仅有稀有鮈鲫、鲫鱼和斑马鱼的SC值大于毒死蜱的24 h最低暴露质量浓度0.048 mg/L，因而其他13种鱼类将在施药之后至少24 h将一直处于比安全浓度更高的水体环境当中。可见无论是从安全浓度还是从风险商的角度，稻田毒死蜱在推荐剂量下施药之后的24 h之内，将对邻近水体中的鱼类产生很高的生态风险。毒死蜱对克氏原螯虾等5种虾、蟹类生物均表现为高风险或极高风险，其中对锯齿新米虾的风险值更是高达5 500，为各类水生动物中的最高。虾、蟹的毒死蜱安全浓度均低于0.33 mg/L。从安全浓度的角度而言，蟹比虾相对更安全。

反观阿维菌素，除了对鲈鱼、白斑狗鱼幼鱼和黄河鲤存在高风险或极高风险，对19种鱼类中的其他16种鱼类的风险均呈低或中风险，RQ值最大为7.21，大部分处于0～0.25范围内。阿维菌素对稀有鮈鲫、鳑鲏、鲤鱼、斑马鱼、黑尾近红鲌鱼种和鲢鱼6种鱼类存在中风险威胁。在同等鱼类的风险值对比中，毒死蜱的风险值均高于阿维菌素。究其原因，主要是由于阿维菌素的田间施用量要远远小于毒死蜱（大约小2个数量级），且阿维菌素总体对鱼类的急性毒性不及毒死蜱高。与毒死蜱同样的，运用方法I计算得到的安全浓度均高于方法II，方法I更偏安全。除了鲈鱼、白斑狗鱼幼鱼和黄河鲤，其他鱼类的安全浓度值均大于阿维菌素的24 h最低环境暴露质量浓度0.99g/L，而上述3种鱼的风险等级恰恰也是最高的3个，故安全浓度和风险等级评判结果较一致，比较合理。阿维菌素对日本沼虾的风险等级为极高，对另外3种虾和蟹均为低风险，且其安全浓度均达到了浓度峰值4.60g/L的5倍以上，说明农药阿维菌素在稻田施用后对水体中的虾、蟹类水生动物的生态风险较小，这与毒死蜱区别较为明显。

表2 杀虫剂对水生动物生态风险评价结果

注：SC1表示根据式（2）计算得到的安全浓度，SC2表示根据式（3）计算得到的安全浓度。

Note: SC1is the safe concentration calculated with Equation (2). SC2is the safe concentration calculated with Equation (3).

需要特别指出的是，毒死蜱对锯齿新米虾[57]、南美白对虾[58]和日本沼虾[59]的24 h LC50分别为0.000 4、0.003 44和0.005 03mg/L，小于毒死蜱的24 h最低暴露质量浓度0.048 mg/L，故施药之后排水沟中的农药毒死蜱可在24 h内使上述2种生物的死亡率达到50%以上；阿维菌素对河鲈幼鱼[45]的24 h LC50为0.825g/L，小于阿维菌素的24 h最低暴露浓度0.99g/L，故施药之后排水沟中的农药毒死蜱可在24 h内使该生物的死亡率达到50%以上。稻田在施用毒死蜱和阿维菌素之后，应特别注意避免上述3种生物与农药接触，在稻田附近的水塘中不宜饲养，且不宜与稻田进行共作。

陈宇波等[65-68]基于各自的目标生物和计算方法得到不同的毒死蜱水生生物基准值计算结果（急性，保护95%物种），分别为：0.035、0.013～0.112（此为长三角地区代表性水生生物计算结果[66]）、0.053和0.028g/L，本研究稻田排水中毒死蜱的输出峰值浓度下限0.048 mg/L为其428.6～3 692.3倍，说明刚施药后即使没有直接进行田间排水，通过大气沉降和地下径流等途径进入临近的排水沟中的毒死蜱亦对各类水生动物形成了巨大威胁。

3 讨 论

表3列出了国内文献中报导的毒死蜱和阿维菌素在水体中的浓度监测结果（以毒死蜱研究居多）：在大型江河湖泊当中，太湖水中的毒死蜱质量浓度最高（13.6g/L），长江、黄河和珠江中测得的最大质量浓度<0.1g/L，小于表3中毒死蜱对各类水生动物的最低安全浓度（0.000 1 mg/L），也就是说中国三大河中的毒死蜱不足以对鱼、虾、蟹类水生动物构成威胁。反观田间尺度的监测结果，文献[8]和[9]未针对施药事件进行取样（前者仅取了1次样，后者在全年中每月取1次样），监测结果相当于太湖水体中毒死蜱浓度的平均值（4.8g/L）。文献[10]采取了根据农药用药规律设计采样频率的策略，用药高峰期加密取样，所测得的毒死蜱浓度则相对较高（最大达26.07g/L）。文献[11-12]以及本研究针对施药事件进行取样，所测得的毒死蜱质量浓度峰值均大于10g/L。上述分析足以说明毒死蜱在水稻田以及周边的自然水体（排水沟、池塘等）中对水生动物产生较大威胁，其浓度变化受施药事件影响很大。

关于水体中阿维菌素浓度监测研究，均是在施药之后进行取样，这可能是由于在流域性河湖中阿维菌素因浓度太低而无法检出，故相关报道较少。同时，目前较少有研究关注到稻田中阿维菌素物质向周边水体迁移过程导致的水体污染。本研究发现施药后排水沟中阿维菌素的浓度变化趋势较为复杂，且1 d内出现高峰之后浓度即迅速降低，今后亟待开展更加细致的针对施药事件的田间尺度水体中农药监测研究，以全面充分地了解农业面源污染当中农药物质对各类水生生物产生的毒害，对其生态风险进行科学地评价。

表3 中国各类水体中毒死蜱和阿维菌素检出浓度

注：n.d.为未检出。

Note: n.d. denotes for not detected.

4 结 论

1）针对目前最常用的稻田杀虫剂开展短期、高频浓度监测后发现，施药后12 h内排水沟中浓度变化最为复杂，毒死蜱和阿维菌素均在施药后5 h内出现浓度峰值（毒死蜱为0.33 mg/L、阿维菌素为4.60g/L），前者远远超出长三角地区毒死蜱的水生生物基准值（0.013～0.112g/L）。排水沟出流停止后杀虫剂浓度下降迅速，控制排水措施对排水沟中农药浓度变化影响较大。

2）在稻田排水沟中不同地点监测到的毒死蜱浓度差异较大，浓度变化趋势在时间上存在一定的滞后性；不同水体中的毒死蜱浓度从高到低分别为：排水沟（0.007～0.33 mg/L）>稻田地表水（0.004～0.050 mg/L）>稻田地下水（0.0006～0.002 mg/L）。

3）在毒死蜱80 g/(667 m2)和阿维菌素50 mL/(667 m2)的推荐使用剂量下，相比于阿维菌素，毒死蜱对水生动物的生态威胁更大。施药之后排水沟中毒死蜱对16种鱼类中的8种具有极高风险性，对5类虾、蟹均表现为高或极高风险；阿维菌素对19种鱼类中的16种表现为低或中风险，对3类虾、蟹表现为低风险。毒死蜱的环境暴露最高浓度大于绝大部分水生动物的安全浓度。

监测结果表明，施药稻田排水中的杀虫剂农药流失短期内（施药后5 h内）可对水生物构成威胁，需要通过控制排水或其他水质净化措施进行污染控制，以保护稻田及周边的水生态环境。

[1] Sidhu G K, Singh S, Kumar V, et al. Toxicity, monitoring and biodegradation of organophosphate pesticides: A review[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2019, 49(13): 1135－1187.

[2] Sandin M, Piikki K, Jarvis N, et al. Spatial and temporal patterns of pesticide concentrations in streamflow drainage and runoff in a small Swedish agricultural catchment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 610/611: 623－634.

[3] Carazo-Rojas E, Pérez-Rojas G, Pérez-Villanueva M, et al. Pesticide monitoring and ectoxicological risk assessment in surface water bodies and sediments of a tropical agro- ecosystem[J]. Environmental Pollution, 2018, 241: 800－809.

[4] Sumon K A, Rashid H, Peeters E T H M, et al. Environmental monitoring and risk assessment of organophosphate pesticides in aquatic ecosystems of north-west Bangladesh[J]. Chemosphere, 2018, 206: 92－100.

[5] 程燕，周军英，单正军. 长江三角洲流域保护水生生物优先控制农药品种筛选[J]. 生态与农村环境学报，2014，30(6)：785－794.

Cheng Yan, Zhou Junying, Shan Zhengjun. Screening of pesticides for priority control for the sake of protecting aquatic organisms in the Yangtze River Delta Basin[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2014, 30(6): 785－794. (in Chinese with English abstract)

[6] Tišler T, Eržen N K. Abamectin in the aquatic environment[J]. Ecotoxicology, 2006, 15(6): 495－502.

[7] Wee S Y, Aris A Z. Ecological risk estimation of organophosphorus pesticides in riverine ecosystems[J]. Chemosphere, 2017, 188: 575－581.

[8] 靳聪聪，杨扬，刘帅磊，等. 农村废水农药污染的生态修复技术研究[J]. 生态环境学报，2017，26(1)：142－148.

Jin Congcong, Yang Yang, Liu Shuailei, et al. Ecological restoration of pesticides pollution in rural waste water[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2017, 26(1): 142－148. (in Chinese with English abstract)

[9] 肖鹏飞，林晓雅，刘毅华，等. 基于物种敏感性分布法的毒死蜱对稻田生态系统生态风险评价[J]. 生态毒理学报，2017，12(3)：398－407.

Xiao Pengfei, Lin Xiaoya, Liu Yihua, et al. Application of species sensitivity distribution in aquatic ecological risk assessment of chlopyrifos for paddy ecosystem[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 398－407. (in Chinese with English abstract)

[10] 吴长兴，赵学平，吴声敢，等. 丘陵地区水稻田使用毒死蜱对水体的污染及其生态风险[J]. 生态与农村环境学报，2011，27(3)：108－112.

Wu Changxing, Zhao Xueping, Wu Shenggan, et al. Pollution of waterbody by chlorpyrifos used in paddy rice field in hilly areas and its ecological risk[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2011, 27(3): 108－112. (in Chinese with English abstract)

[11] 褚素贞，张乃明. 毒死蜱随径流迁移规律研究[J]. 西部林业科学，2016，45(3)：51－56.

Chu Suzhen, Zhang Naiming. Mitigation patterns of chlorpyrifos with runoff[J]. Journal of West China Forestry Science, 2016, 45(3): 51－56. (in Chinese with English abstract)

[12] 张娟. 阿维菌素·毒死蜱在水稻中残留消解动态研究[D]. 合肥：安徽农业大学，2009.

Zhang Juan. Residue and Degradation Dynamics of Avermectin and Chlorpyrifos in Rice[D]. Hefei: Anhui Agricultural University, 2009. (in Chinese with English abstract)

[13] 张杰. 阿维菌素在稻田中的生态环境行为与效应研究[D]. 长沙：湖南农业大学，2011.

Zhang Jie. Ecological and Environmental Behavior and Effect of Avermectin in Paddy Field[D]. Changsha: Hunan Agricultural University.

[14] 裴春梅，李保同，徐月明. 阿维菌素在稻田生态系统中的残留分析及消解动态研究[J]. 江西农业大学学报，2009，31(4)：659－665.

Pei Chunmei, Li Baotong, Xu Yueming. Determination and dynamics of avermectin residue in ecosystem of paddy field[J]. Acta Agriculturae Universitis Jiangxiensis, 2009, 31(4): 659－665. (in Chinese with English abstract)

[15] 傅强. 阿维菌素与甲维盐的稳定性及农田环境安全性评价研究[D]. 长沙：湖南农业大学，2013.

Fu Qiang. The Stability of Abamectin and Emamectin Benzoate and its Safety Evaluation on Farmland Environment[D]. Changsha: Hunan Agricultural University, 2013. (in Chinese with English abstract)

[16] 陈诚，罗纨，唐双成，等. 满足机械化收割要求的稻田排水布局DRAINMOD模拟[J]. 农业工程学报，2018，34(14)：86－93.

Chen Cheng, Luo Wan, Tang Shuangcheng, et al. DRAINMOD-based drainage layout in paddy fields under machinery harvest conditions[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2018, 34(14): 86－93. (in Chinese with English abstract)

[17] Capri E, Balderacchi M, Yon D, et al. Deposition and dissipation of chlorpyrifos in surface water following vineyard applications in northern Italy[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2005, 24(4): 852－860.

[18] 周军英，单正军，石利利，等. 农药生态风险评价与风险管理技术[M]. 北京：中国环境科学出版社，2012.

[19] 龙涛，邓绍坡，吴运金，等. 生态风险评价框架进展研究[J]. 生态与农村环境学报，2015，31(6)：822－830.

Long Tao, Deng Shaopo, Wu Yunjin, et al. Advancement in study on development of ecological risk assessment framework[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2015, 31(6): 822－830. (in Chinese with English abstract)

[20] 田俊策，王子辰，王国荣，等. 南北种群稻螟赤眼蜂的寄生力、飞行能力和耐药性评价[J]. 中国生物生物防治学报，2017，33(1)：32－38.

Tian Junce, Wang Zichen, Wang Guorong, et al. Evaluation of fecundity, flight ability and insecticide tolerance of Southern and Northernpopulations[J]. Chinese Journal of Biological Control, 2017, 33(1): 32－38. (in Chinese with English abstract)

[21] 周军英，葛峰，等. 农药水生生物基准制定方法与技术[M]. 北京：科学出版社，2014.

[22] 国家环保局《水生生物监测手册》编委会. 水生生物监测手册[M]. 南京：东南大学出版社，1993.

[23] 李少南，张莉，边文杰，等. 鱼类肝脏微粒体对于硫代磷酸酯类杀虫剂活化代谢率的种间差异[J]. 生态毒理学报，2010，5(6)：809－816.

Li Shaonan, Zhang Li, Bian Wenjie, et al. Species-related difference of liver microsomes of fish in activation of organothiophosphorus insecticides[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2010, 5(6): 809－816. (in Chinese with English abstract)

[24] 赵颖，姚苏梅，刘毅华，等. 毒死蜱对我国南方稻区水域中12种淡水鱼的毒性[J]. 生态毒理学报，2014，9(6)：1181－1188.

Zhao Ying, Yao Sumei, Liu Yihua, et al. Toxic effects of chlorpyrifos on different species of freshwater fish in Southern China[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(6): 1181－1188. (in Chinese with English abstract)

[25] 周帅，房文红，吴淑勤. 渔用阿维菌素水乳剂的安全性和药效评价[J]. 上海海洋大学学报，2009，18(3)：327－331.

Zhou Shuai, Fang Wenhong, Wu Shuqin. Evaluation of safety and efficacy of abamectin emulsion in water for aquaculture[J]. Journal of Shanghai Fisheries University, 2009, 18(3): 327－331. (in Chinese with English abstract)

[26] Li C J, Luo Y, Yang J W, et al. Study on the toxicity effect of abamectin and chlorpyrifos on grass crap ()[J]. Plant Diseases and Pests, 2011, 2(1): 67－70.

[27] 杨亚洲，蔡磊明，孟智启，等. 毒死蜱对稀有鮈鲫不同生命阶段的毒性效应[J]. 农药学学报，2014，16(1)：78－83.

Yang Yazhou, Cai Leiming, Meng Zhiqi, et al. Toxicity effects of chlorpyrifos to different life stages of Chinese rare minnow ()[J]. Chinese Journal of Pesticide Science, 2014, 16(1): 78－83. (in Chinese with English abstract)

[28] 杨亚洲. 三种农药对稀有鮈鲫内分泌干扰效应初步研究[D]. 杭州：浙江师范大学，2014.

Yang Yazhou. Preliminary Study of Endocrine Disrupting Effects of Three Pesticides on Rare Minnow[D]. Hangzhou: Zhejiang Normal University, 2014. (in Chinese with English abstract)

[29] 封琦，王建国，王权，等. 伊维菌素和阿维菌素对中华鰟鮍的急性毒性效应[J]. 安徽农业科学，2012，40(32)：15729－15731.

Feng Qi, Wang Jianguo, Wang Quan, et al. Acute toxicity of ivermectin and avermectin on[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2012, 40(32): 15729－15731. (in Chinese with English abstract)

[30] 刘丽. 毒死蜱对鲤鱼的免疫毒性研究[D]. 新乡：河南师范大学，2013.

Liu Li. The Immunotoxicity of Chlorpyrifos on Common Carp ()[D]. Xinxiang: Henan Normal University, 2013. (in Chinese with English abstract)

[31] 杨光. 阿维菌素对鲤鱼毒理效应的研究[D]. 南京：南京农业大学，2009.

Yang Guang. Study on the Toxicological Effect of Avermectin on[D]. Nanjing: Nanjing Agricultural University, 2009. (in Chinese with English abstract)

[32] 王锡珍，陆宏达. 阿维菌素对几种淡水水生生物的急性毒性作用[J]. 环境与健康杂志，2009，26(7)：593－597.

Wang Xizhen, Lu Hongda. Acute toxic effect of abamectin on fresh-water aquatic animals[J]. Journal of Environment and Health, 2009, 26(7): 593－597. (in Chinese with English abstract)

[33] 王召，孟立霞，杨洪，等. 7种稻田常用杀虫剂对鲫幼鱼的急性毒性及安全性评价[J]. 中国农业科技导报，2017，19(7)：131－136.

Wang Zhao, Meng Lixia, Yang Hong, et al. Acute toxicity and safety evaluation of 7 insecticides used in rice field tojuvenile[J]. Journal of Agricultural Science and Technology, 2017, 19(7): 131－136. (in Chinese with English abstract)

[34] 夏锦瑜. 毒死蜱稻田应用的环境生态安全评价研究[D]. 扬州：扬州大学，2010.

Xia Jinyu. Environmental and Ecological Evaluation of Application of Chlorpyrifos in Paddy[D]. Yangzhou: Yangzhou University, 2010. (in Chinese with English abstract)

[35] 赵于丁. 5种稻田常用杀虫剂对斑马鱼的毒性及亚致死效应[D]. 福州：福建农林大学，2007.

Zhao Yuding. Toxicity and Sub-Lethal Effects of Five Pesticides Used in Rice Field on[D]. Fuzhou: Fujian Agriculture and Forestry University, 2007. (in Chinese with English abstract)

[36] 许迪，潘竟林，刘万强，等. 多杀菌素、阿维菌素乳油和高效氯氰菊酯3种农药对环境生物的安全性评价[J]. 生态毒理学报，2013，8(6)：897－902.

Xu Di, Pan Jinglin, Liu Wanqiang, et al. Safety evaluation of spinosad SC, abamectin EC and beta-cypermethrin EW pesticides to environmental organisms[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(6): 897－902. (in Chinese with English abstract)

[37] 高越，张润祥，王振，等. 不同农药单剂及混配微乳剂的环境毒性研究[J]. 中国农学通报，2011，27(12)：295－300.

Gao Yue, Zhang Runxiang, Wang Zhen, et al. Environmental toxicity of several different pesticides single or mixed micro-emulsion[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2011, 27(12): 295－300. (in Chinese with English abstract)

[38] 徐娟，陶核，吴南翔. 4种农药对斑马鱼的急性毒性与安全评价[J]. 职业与健康，2010，26(23)：2777－2778.

Xu Juan, Tao He, Wu Nanxiang. Toxicity of four pesticides toand safety evaluation[J]. Occupation and Health, 2010, 26(23): 2777－2778. (in Chinese with English abstract)

[39] 蒋曼，王强，吴莉宇，等. 农药毒死蜱和甲萘威对斑马鱼的联合毒性效应[J]. 农药，2015，54(3)：210－214.

Jiang Man, Wang Qiang, Wu Liyu, et al. Joint toxicity effects of chlorpyrifos and carbaryl on Zebrafish ()[J]. Agrochemicals, 2015, 54(3): 210－214. (in Chinese with English abstract)

[40] 霍奕安，胡秀彩，吕爱军，等. 毒死蜱对斑马鱼的急性毒性试验[J]. 水产养殖，2018，39(10)：34－36，41.

Huo Yian, Hu Xiucai, Lü Aijun, et al. The acute toxicity test of chlorpyrifos to zebra fish[J]. Journal of Aquaculture, 2018, 39(10): 34－36, 41. (in Chinese with English abstract)

[41] 魏勇超，王彦华，雷成琦，等. 环境中多残留农药复合暴露对淡水绿藻和斑马鱼的联合毒性[J]. 环境工程，2018，36(11)：185－189.

Wei Yongchao, Wang Yanhua, Lei Chengqi, et al. Combined toxicity of co-exposure to multiple pesticide residues in environmental to freshwater green algae and zebrafish[J]. Environmental Engineering, 2018, 36(11): 185－189. (in Chinese with English abstract)

[42] 季静，肖斌，李杨，等. 两种不同剂型毒死蜱对四种环境生物的毒性评价[J]. 农业环境科学学报，2010，29(9)：1681－1686.

Ji Jing, Xiao Bin, Li Yang, et al. Toxicity assessment of two different formulations of chlorpyrifos to four environmental organisms[J]. Journal of Agro-Environmental Science, 2010, 29(9): 1681－1686. (in Chinese with English abstract)

[43] 丁正峰，薛晖，王晓丰，等. 毒死蜱(CPF)对河川沙塘鳢幼鱼的急性毒性[J]. 中国水产科学，2012，19(3)：528－535.

Ding Zhengfeng, Xue Hui, Wang Xiaofeng, et al. Acute toxicity of chlorpyrifos (CPF) tojuveniles[J]. Journal of Fishery Sciences of China, 2012, 19(3): 528－535. (in Chinese with English abstract)

[44] 夏晓华，张林霞，赵炫超，等. 毒死蜱对大鳞副泥鳅的急性毒性和生理毒性研究[J]. 湖北农业科学，2013，52(9)：2116－2119.

Xia Xiaohua, Zhang Linxia, Zhao Xuanchao, et al. Acute toxicity and physiology toxicity study of chlorpyrifos to[J]. Hubei Agricultural Sciences, 2013, 52(9): 2116－2119. (in Chinese with English abstract)

[45] 宋洋. 河鲈、白斑狗鱼对三种常用渔药的急性毒性研究[D]. 乌鲁木齐：新疆农业大学，2014.

Song Yang. The Acute Toxicity of Three Common Fishery Drugs toand[D]. Wulumuqi: Xinjiang Agricultural University, 2014. (in Chinese with English abstract)

[46] 邢丽红. 阿维菌素在鲈鱼组织中的富集消除规律研究[D]. 青岛：中国海洋大学，2008.

Xing Lihong. Study on the Accumulation and Elimination of Avermectin in Perch[D]. Qingdao: Ocean University of China, 2008. (in Chinese with English abstract)

[47] 徐文彦，郭国军，齐子鑫，等. 阿维菌素和甲苯咪唑对黄河鲤的急性毒性研究[J]. 淡水渔业，2011，41(3)：88－91.

Xu Wenyan, Guo Guojun, Qi Zixin, et al. Study on the acute toxicities of abamectin and mebendazole to[J]. Freshwater Fisheries, 2011, 41(3): 88－91. (in Chinese with English abstract)

[48] 徐先栋，曹义虎，邓勇辉，等. 六种常用渔药对黑尾近红鲌鱼种的急性毒性试验[J]. 水产科学，2013，32(12)：696－700.

Xu Xiandong, Cao Yihu, Deng Yonghui, et al. Acute toxicity of six common fishery medicines tojuveniles[J]. Fisheries Science, 2013, 32(12): 696－700. (in Chinese with English abstract)

[49] 严海娟，于莉，夏锦瑜，等. 阿维菌素和氟虫腈对锦鲫的急慢性毒性效应[J]. 江苏农业科学，2011，39(4)：363－365.

[50] 张建明，田甜，姜伟. 8种水产药物对长薄鳅幼鱼的急性毒性试验[J]. 河南农业科学，2018，47(7)：137－143.

Zhang Jianming, Tian Tian, Jiang Wei. Study on acute toxicity of eight kinds of aquatic drugs to Elongateloach ()[J]. Journal of Henan Agricultural Sciences, 2018, 47(7): 137－143. (in Chinese with English abstract)

[51] 谢瑞涛，黄凯，覃志彪，等. 5种常用农药对江黄颡鱼急性毒性试验[J]. 水产科学，2010，29(5)：274－277.

Xie Ruitao, Huang Kai, Qin Zhibiao, et al. The acute toxicity of five pesticides to yellow catfish[J]. Fisheries Science, 2010, 29(5): 274－277. (in Chinese with English abstract)

[52] 张立民，苏宝锋，常玉梅，等. 四种常用渔药对雅罗鱼杂交幼鱼的急性毒性[J]. 水产学杂志，2016，29(6)：47－51.

Zhang Limin, Su Baofeng, Chang Yumei, et al. Acute toxicity of four aquaculture drugs on hybrid dace (Dybowski ×) juveniles[J]. Chinese Journal of Fisheries, 2016, 29(6): 47－51. (in Chinese with English abstract)

[53] 于振海，朱永安，孟庆磊，等. 4种常用水产药物对大鳞鲃的急性毒性试验[J]. 水产科学，2018，37(5)：674－678.

Yu Zhenhai, Zhu Yongan, Meng Qinglei, et al. Acute toxicity of 4 conventional drugs to[J]. Fisheries Science, 2018, 37(5): 674－678. (in Chinese with English abstract)

[54] 陈斌，樊海平，钟全福，等. 6种常用渔药对大刺鳅苗种的急性毒性试验[J]. 渔业研究，2018，40(4)：302－307.

Chen Bin, Fan Haiping, Zhong Quanfu, et al. Acute toxicity test of six commonly-used aquaculture drugs on juvenile[J]. Journal of Fisheries Research, 2018, 40(4): 302－307. (in Chinese with English abstract)

[55] 丁正峰，薛晖，王晓丰，等. 毒死蜱（CPF）对克氏原螯虾的急性毒性及组织病理观察[J]. 生态与农村环境学报，2012，28(4)：462－467.

Ding Zhengfeng, Xue Hui, Wang Xiaofeng, et al. Acute toxicity of chlorpyrifos (CPF) to crayfish () and the histopathological observation[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2012, 28(4): 462－467. (in Chinese with English abstract)

[56] 徐滨，朱祥云，魏开金，等. 四种稻田农药对克氏原螯虾的急性毒性研究[J]. 淡水渔业，2014，44(5)：38－42.

Xu Bin, Zhu Xiangyun, Wei Kaijin, et al. Acute toxicity of four pesticides in rice field to[J]. Freshwater Fisheries, 2014, 44(5): 38－42. (in Chinese with English abstract)

[57] 李典宝，张玮，王丽卿，等. 锯齿新米虾对Cu2+和毒死蜱毒性响应研究[J]. 生态毒理学报，2014，9(4)：785－792.

Li Dianbao, Zhang Wei, Wang Liqing, et al. Research on response of Neocaridina Denticulate to the toxicity of Cu2+and chlorpyrifos[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(4): 785－792. (in Chinese with English abstract)

[58] 马继华，蒋耀培，刘泉，等. “毒死蜱”对南美白对虾的急性毒性影响[J]. 水产科技情报，2009，36(4)：192－194.

[59] 邱伟建，陈敏东，宋玉芝，等. 2种杀虫剂对日本沼虾的急性毒性[J]. 生态与农村环境学报，2013，29(5)：676－680.

Qiu Weijian, Chen Mindong, Song Yuzhi, et al. Acute toxicity of two pesticides to[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2013, 29(5): 676－680. (in Chinese with English abstract)

[60] 尹敬敬. 阿维菌素对日本沼虾的毒性作用及其药物代谢动力学研究[D]. 上海：上海海洋大学，2011.

Yin Jingjing. The Toxicity of Abamectin Effects onand the Pharmacokinetics in[D]. Shanghai: Shanghai Ocean University, 2011. (in Chinese with English abstract)

[61] 陈尚朝，陈敏东，宋玉芝，等. 2种有机杀虫剂对中华绒螯蟹毒性研究[J]. 环境科学与技术，2014，37(9)：5－9，14.

Chen Shangchao, Chen Mindong, Song Yuzhi, et al. Toxic effects of two organic pesticides on[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 37(9): 5－9，14. (in Chinese with English abstract)

[62] 李康. 阿特拉津和毒死蜱对中华绒螯蟹的毒性效应研究[D]. 上海：华东师范大学，2005.

Li Kang. Study on the Effects of Atrazine and Chlorpyrifos on Chinese Mitten-Handed Crab,[D]. Shanghai: East China Normal University, 2005. (in Chinese with English abstract)

[63] 李赫，宋文华，李文宽，等. 三种常用农药对中华绒螯蟹幼蟹的急性毒性研究[J]. 水产学杂志，2013，26(6)：44－47.

Li He, Song Wenhua, Li Wenkuan, et al. Acute toxicity of three pesticides to juvenile Chinese mitten crab ()[J]. Chinese Journal of Fisheries, 2013, 26(6): 44－47. (in Chinese with English abstract)

[64] 张丹，孙玉平，孙振中. 阿维菌素对中华绒螯蟹肝胰腺3种代谢酶活性的影响[J]. 农药，2018，57(2)：120－123，129.

Zhang Dan, Sun Yuping, Sun Zhenzhong. Effects of abamectin on activities of three metabolic enzymes in hepatopancreas of Chinese mitten-handed crab[J]. Agrochemicals, 2018, 57(2): 120－123, 129. (in Chinese with English abstract)

[65] 陈宇波. 水生生物对毒死蜱的物种敏感度分布研究[D]. 武汉：华中农业大学，2011.

Chen Yubo. Species Sensitivity Distribution for Aquatic Biota Exposed to Chlorpyrifos[D]. Wuhan: Huazhong Agricultural University, 2011. (in Chinese with English abstract)

[66] 王香兰，周军英，王蕾，等. 长三角地区毒死蜱水生生物基准研究[J]. 农药，2013，52(3)：181－184.

Wang Xianglan, Zhou Junying, Wang Lei, et al. The aquatic organism criteria for chlorpyrifos in the Yangtze River Delta region[J]. Agrochemicals, 2013, 52(3): 181－184. (in Chinese with English abstract)

[67] 梁霞，周军英，李建宏，等. 物种敏感度分布法（SSD）在农药水质基准推导中的应用[J]. 生态与农村环境学报，2015，31(3)：398－405.

Liang Xia, Zhou Junying, Li Jianhong, et al. Application of species sensitivity distribution (SSD) to derivation of water quality criteria for pesticides[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2015, 31(3): 398－405. (in Chinese with English abstract)

[68] 魏玉霞，胡林林，张明慧，等. 基于非靶向物种保护的农药水环境基准及排放限值研究[J]. 环境科学研究，2018，31(12)：2000－2012.

Wei Yuxia, Hu Linlin, Zhang Minghui, et al. Derivation of aquatic life criteria and industrial discharge limits of pesticides based on non-target species protection[J]. Research of Environmental Sciences, 2018, 31(12): 2000－2012. (in Chinese with English abstract)

[69] 刘琳，江阳，雍莉，等. 成都市府南河中有机磷农药污染现状初步研究[J]. 现代预防医学，2018，45(16)：2920－2923，3005.

Liu Lin, Jiang Yang, Yong Li, et al. Preliminary study of the status of organophosphorus pesticide pollution in Funan rivers in Chengdu, China[J]. Modern Preventive Medicine, 2018, 45(16): 2920－2923, 3005. (in Chinese with English abstract)

[70] 杨卫萍. 贵州省城市典型水源地农药面源污染特征及风险研究[D]. 贵阳：贵州大学，2015.

Yang Weiping. Study on Characteristics and Risk Assessment of Pesticide Non-point Pollution in the Typical Drinking Water of Guizhou[D]. Guiyang: Guizhou University, 2015. (in Chinese with English abstract)

[71] 马玉杰. 大沽河地下水库水质评价与健康风险分析[D]. 青岛：中国海洋大学，2009.

Ma Yujie. Water Quality Evaluation and Human Health Risk Assessment of Dagu River Groundwater Reservoir[D]. Qingdao: Ocean University of China, 2009. (in Chinese with English abstract)

[72] 徐雄，李春梅，孙静，等. 我国重点流域地表水中29种农药污染及其生态风险评价[J]. 生态毒理学报，2016，11(2)：347－354.

Xu Xiong, Li Chunmei, Sun Jing, et al. Residue characteristics and ecological risk assessment of twenty-nine pesticides in surface water of major river-basin in China[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(2): 347－354. (in Chinese with English abstract)

[73] 李维美，李雪花，蔡喜运，等. 应用自动识别与定量分析数据库筛查黄河和长江水中有机污染物[J]. 环境科学，2010，31(11)：2627－2632.

Li Weimei, Li Xuehua, Cai Xiyun, et al. Application of automated identification and quantification system with a database (AIQS-DB) to screen organic pollutants in surface waters from Yellow River and Yangtze River[J]. Environmental Science, 2010, 31(11): 2627－2632. (in Chinese with English abstract)

[74] 周慜，石雷，李取生，等. 珠江河口水体有机磷农药的含量与季节变化[J]. 中国环境科学，2013，33(2)：312－318.

Zhou Min, Shi Lei, Li Qusheng, et al. The concentration and seasonal variation of organophosphorus pesticide residues in the Pearl River estuary[J]. China Environmental Science, 2013, 33(2): 312－318. (in Chinese with English abstract)

[75] 郭强，田慧，毛潇萱，等. 珠江河口水域有机磷农药水生生态系统风险评价[J]. 环境科学，2014，35(3)：1029－1034.

Guo Qiang, Tian Hui, Mao Xiaoxuan, et al. Ecological risk assessment of organophosphorus pesticides in aquatic ecosystems of Pearl River Estuary[J]. Environmental Science, 2014, 35(3): 1029－1034. (in Chinese with English abstract)

[76] 曹莹，张亚辉，闫振广，等. 太湖水体中毒死蜱的污染特征及其生态风险评估[J]. 农业环境科学学报，2016，35(12)：2413－2419.

Cao Ying, Zhang Yahui, Yan Zhenguang, et al. Pollution characteristics and ecological risk assessment of chlorpyrifos in Taihu Lake[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(12): 2413－2419. (in Chinese with English abstract)

Monitoring chlorpyrifos and abamectin in water bodies of paddies and assessment of ecological risk to aquatic animals

Chen Cheng1, Luo Wan1※, Zou Jiarong1, Jia Zhonghua1, Zhang Zhixiu2, Zhu Weibin3

(1.225009,; 2.225261,; 3.225200,)

Paddies in the river network area in plains of southern China produce large amount of drainage discharge in the growing season. Pesticides applied to the paddy fields can be observed in adjacent drainage ditches as they traveled with surface and shallow subsurface drainage, or deposited with the wind drift when they are not thoroughly degraded right after application. Consequently, the surrounding water bodies including the drainage ditches and ponds would be contaminated by the pesticides, which poses a potential threat to the aquatic ecological environment. Based on a field monitoring study in the Farmland Water Conservancy Scientific Research Station of Jiangdu District, Yangzhou, China, we conducted high-frequency (with the shortest sampling interval of 1 h) and short-term (3-day duration) sampling in the upper and middle sections of drainage ditches, surface water and ground water in paddies right after pesticide application. The concentrations of chlorpyrifos (CPF) and abamectin (ABM) (two commonly used paddy insecticides) were analyzed. The results showed that peak concentrations appeared twice within 5 h after application in the adjacent drainage outlet for both insecticides; the peak concentrations of CPF and ABM were 0.33 mg/L and 4.60g/L, respectively in the field ditch, the peak concentration of CPF was much higher than the acute water quality criteria of CPF in the Yangtze River delta region (0.013-0.112g/L). Concentrations of the two insecticides decreased rapidly when there was no outflow in the field ditch, indicating that controlled drainage might have a great impact on the concentration variations in ditches. The concentrations of CPF and ABM were much lower in ditches between 36 and 72 h after their applications; CPF concentrations varied from 0.007 to 0.020 mg/L and ABM concentrations were lower than 0.1g/L. Concentrations of CPF in the water bodies around paddies decreased in the order of the field ditch (0.007-0.33 mg/L) to surface water of paddies (0.004-0.050 mg/L), and then to ground water of paddies (0.000 6-0.002 mg/L). A time lag was observed for the concentration variations in different sites of the field ditch. When pesticides application was based on the recommended dose for paddies (80 g per 667 m2for CPF, 50 mL per 667 m2for ABM), CPF had high to extremely high risks to majority of the concerned aquatic animals, while ABM had only low to medium risks to the most aquatic animals. CPF had extremely high risks to 8 out of 16 fishes and high to extremely high risks to 5 different shrimps or crabs. ABM had low to medium risks to 16 out of 19 fishes and low risks to 3 shrimp or crab species. The safe concentrations of CPF calculated with two methods were 1.2×10-5-0.384 9 mg/L and 6×10-6-0.194 0 mg/L, respectively. The environmental exposure concentration of CPF in paddies after pesticide application was larger than the safety concentrations of most evaluated aquatic animals, while different results were obtained for ABM. Results from this study indicate adverse environmental and ecological effects of the monitored insecticides application in paddies; they may provide valuable scientific reference for ecological risk management of pesticides and agricultural non-point source pollution control.

insecticide; monitoring; paddy field; aquatic animal; ecological risk

2018-11-06

2019-05-27

国家重点研发计划“水资源高效开发利用”重点专项（2017YFC0403205）；江苏省水利科技项目（2017052，2018052）；国家公派联合培养博士研究生项目（201808320385）

陈 诚，博士生，主要从事农业水资源管理与环境保护研究。Email：ydslcc@163.com

罗 纨，教授，博士生导师，主要从事农业水资源管理与环境保护研究。Email：luowan@yzu.edu.cn

10.11975/j.issn.1002-6819.2019.11.023

X592; X839.2

A

1002-6819(2019)-11-0195-11

陈 诚，罗 纨，邹家荣，贾忠华，张志秀，朱卫彬. 稻田水体中毒死蜱和阿维菌素监测及水生动物生态风险评价[J]. 农业工程学报，2019，35(11)：195－205. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2019.11.023 http://www.tcsae.org

Chen Cheng, Luo Wan, Zou Jiarong, Jia Zhonghua, Zhang Zhixiu, Zhu Weibin. Monitoring chlorpyrifos and abamectin in water bodies of paddies and assessment of ecological risk to aquatic animals[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2019, 35(11): 195－205. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2019.11.023 http://www.tcsae.org