环境科学  2014, Vol. 35 Issue (12): 4655-4662   PDF    
引用本文
唐斌, 罗孝俊, 曾艳红, 麦碧娴. 电子垃圾拆解区污染池塘中鱼类多氯联苯及其代谢产物的组织分配及暴露风险[J]. 环境科学, 2014, 35(12): 4655-4662.
TANG Bin, LUO Xiao-jun, ZENG Yan-hong, MAI Bi-xian. Polychlorinated Biphenyls and Their Methylsulfonyl Metabolites in Fish from an Electronic Waste Recycling Site in South China：Tissue Distribution and Human Dietary Exposure[J]. Environmental Science, 2014, 35(12): 4655-4662.
电子垃圾拆解区污染池塘中鱼类多氯联苯及其代谢产物的组织分配及暴露风险
唐斌1,2, 罗孝俊 1, 曾艳红1,2, 麦碧娴1    
1. 中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室, 广州 510640;
2. 中国科学院大学, 北京 100049
收稿日期: 2014-05-07; 修订日期: 2014-06-16.
基金项目： 环境保护公益性行业科研专项（201309030-02）；国家自然科学基金项目（41273118）
作者简介：唐斌（1990~）男，硕士研究生，主要研究方向为有机污染物的环境行为，E-mail：tangbin@gig.ac.cn
通讯联系人,罗孝俊，E-mail:luoxiaoj@gig.ac.cn
摘要：对一受电子垃圾污染池塘内两种鱼类（鲮鱼和乌鳢）体内各组织中多氯联苯（PCBs）及其甲磺基代谢产物（MeSO2-PCBs）进行了分析. 鲮鱼和乌鳢体内各组织中总PCBs（ΣPCBs）的平均含量分别为560~10462ng·g-1和580~50492 ng·g-1（湿重），两种鱼体内肝脏中的PCBs含量均高于其他组织. PCBs在鱼体组织内的分布与不同组织的脂肪含量有关. 鲮鱼和乌鳢体内各组织中ΣMeSO2-PCBs的平均含量分别为0.44~53 ng·g-1和 1.86~132 ng·g-1，这一浓度水平比之前国外报道的最高浓度高1个数量级. 除PCB149外，鲮鱼体内手性PCB单体的EF值与沉积物相比存在下降趋势；而在乌鳢体内则正相反，在鲮鱼体内已下降的EF值在乌鳢体内则出现回升，有些单体的EF值甚至高于沉积物. 这一结果可能表明PCBs在两种鱼体内的手性选择性代谢特征正好相反. 鱼体内高含量的ΣPCBs和ΣMeSO2-PCBs对当地居民具有较高的暴露风险，因此，限制这些鱼类在市场的流通对于降低当地居民健康风险具有重要意义.
关键词： 多氯联苯     甲磺基代谢产物     组织分配     对映体选择性代谢     暴露风险    
Polychlorinated Biphenyls and Their Methylsulfonyl Metabolites in Fish from an Electronic Waste Recycling Site in South China：Tissue Distribution and Human Dietary Exposure
TANG Bin1,2, LUO Xiao-jun 1, ZENG Yan-hong1,2, MAI Bi-xian1    
1. State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China;
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
Abstract: In the present study, we determined polychlorinated biphenyls and their methylsulfonyl metabolites (MeSO2-PCBs) in the tissues of two fish species-mud carp and northern snakehead-from a natural pond in an electronic waste recycling site in the Pearl River Delta,Southern China. The mean concentrations of PCBs (ΣPCBs)varied from 560 to 10462 ng·g-1 wet weight, and from 580 to 50492 ng·g-1wet weight in the tissues of mud carp and northern snakehead, respectively, with the highest levels found in the liver. Lipid contents played an important role in the determination of tissue distribution of PCBs. The mean concentrations of ΣMeSO2-PCBs varied between 0.44 and 53 ng·g-1wet weight in tissues of mud carp, while varied between 1.86 and 132 ng·g-1wet weight in northern snakehead. These levels were one order of magnitude greater than the highest levels of MeSO2-PCBs previously reported in fish. The EF values of chiral PCBs in mud carp were lower than those in the sediments, with an exception of PCB149. However, the declined EFs in mud carp were rebounded in northern snakehead, and some values were even higher than those in the sediment. This result may suggest that the mud carp and the northern snakehead preferred to biotransform different enantiomers of PCB congeners. The elevated levels of ΣPCBs and ΣMeSO2-PCBs detected in the present study indicated a high exposure risk to the local residents. Restricting the consumption of these fish in the local markets is important and essential for reducing the health risks to local residents.
Key words: polychlorinated biphenyls (PCBs)     methylsulfonyl-metabolites     tissue distribution     enantiomer selective metabolism     exposure risk    

多氯联苯(polychlorinated biphenyls,PCBs)是一类人工合成的氯代芳烃化合物,因其合成工艺简单、成本低廉,且具有良好的理化特性(如极好的化学稳定性、热稳定性、导热性和绝缘性等)等优点，曾广泛应用于电力工业、塑料加工业、化工和印刷等领域[1]. 研究表明，PCBs具有致癌性，并可对免疫、生殖和神经系统等产生危害[2,3]，而且其亲脂性较强，易在生物体内富集，从而对生态环境和人体健康产生毒害作用. 尽管早在20世纪70年代PCBs就已被禁止生产和使用，并于2001年被列入《斯德哥尔摩POPs公约》首批受控制名单，但由于其在环境中的持久性，依然在许多环境介质中被检出. 特别是近年来大量国外电子废弃物通过非法途径进入我国，这些电子垃圾在一些地区(主要是农村或者城市郊区)进行粗放式的拆解，成为我国环境中PCBs的重要来源[4].

PCBs在生物体内可以受酶的诱导发生生物转化，生成新的代谢产物[5]. 甲磺基多氯联苯(methylsulfonyl-polychlorinated biphenyls,MeSO2-PCBs) 是多氯联苯(PCBs) 在生物体内经肝脏微粒体P450酶氧化并经硫醚氨酸代谢途径(mercapturic acid pathway,MAP)产生的一类新型污染物[6,7]. 毒理试验表明，MeSO2-PCBs对生物具有细胞毒性、免疫毒性和生殖毒性等毒害作用[5]，而且甲磺基代谢产物比PCBs具有更强的持久性[8]，尽管MeSO2-PCBs的亲脂性与其母体相比较低，仍极易在食物链中富集[5].

由于氯原子取代位置的差异,209 种PCBs 同系物中有78种因分子存在手性轴而具有手性，其中19 种可在室温下稳定存在[9]. 理化过程(如物理迁移、挥发、溶解和化学降解等) 不能改变这些PCBs的手性组成，但生物过程(如生物体内的代谢转化等)则有可能改变手性PCBs 的对映体组成[9]. 因此，PCBs 的手性组成特征有助于了解其在生物体内的代谢转化过程.

尽管已有关于电子垃圾拆解区水生生物(鱼类)受PCBs污染的报道[10,11]，然而，这些研究主要集中于整鱼或者肌肉、肝脏等组织，PCBs在鱼类体内其他组织内的富集则较少有报道. 由于生物体内各个组织和器官各有其不同的组成和功能，因此了解污染物(PCBs)在这些组织中的分布是十分必要的. 在本研究中，笔者对采集自中国南方一受电子垃圾污染的池塘中的鲮鱼 (Cirrhinus molitorella) 和乌鳢 (Ophicephalus argus)样品不同组织中的PCBs和MeSO2-PCBs进行了分析，对其同系物组成、组织差异性分配、以及主要手性单体的手性特征进行了探讨，考虑到鱼类也是重要的人体PCBs暴露来源[10,12]，在本研究中笔者也初步评估了食鱼对当地居民的PCBs暴露贡献. 1 材料与方法 1.1 样品的采集

5条鲮鱼(体长28.5~31.5 cm，湿重380.3~505.7 g)和4条乌鳢(体长20.5~24.3 cm，湿重90.1~120.8 g)于2009年采自广东省清远市龙塘镇某电子垃圾回收点附近一个池塘. 样品采集后立即运回实验室并进行解剖，分离出肌肉、肝脏、鱼子、心脏、肾脏、肠道、鱼鳔、鱼鳞和鱼皮等组织. 鱼样组织分离后分别用二氯甲烷和正己烷淋滤过的铝箔纸包裹，置于-20℃冰箱保存. 1.2 试剂材料

标准品: PCBs 回收率指示物(PCB 30、PCB 65 和PCB 204)、内标(PCB 24、PCB 82 和PCB 198)以及MeSO2-PCBs回收率指示物(3′-MeSO2-CB-141)和内标(5-MeSO2-CB 91)购自美国AccuStandards公司. 丙酮、二氯甲烷和正己烷均为分析纯，全玻璃系统蒸馏后使用. 浓硫酸为优级纯，购于广州化学试剂厂； 硅胶(80~100目)、中性氧化铝 (100~200目)分别购于青岛海洋化工厂、江苏强盛化工有限公司，经二氯甲烷索式抽提、干燥和活化处理后使用. 所用玻璃器皿经铬酸洗液洗涤后于450℃马弗炉烘烧，使用前依次用丙酮、二氯甲烷、正己烷清洗. 1.3 样品处理

鱼类组织样品的处理和分析主要参考文献[13]，有少许改动，简述如下：冻干的样品(肌肉只取2 g，其它组织取全部)磨成粉末后，加入无水硫酸钠混合均匀，并添加一定量的回收率指示物后，用丙酮/正己烷(体积比1 ∶1)索氏抽提48 h. 抽提液浓缩后，转换溶剂为正己烷，并定容至10 mL．取1 mL样品用重量法测定脂肪含量； 剩余9 mL样品用浓H2SO4除脂，上层含有PCBs组分的有机相水洗除酸、无水硫酸钠除水后，经旋转蒸发浓缩后过中性硅胶/酸性硅胶复合柱，分离并纯化PCBs 组分； 下层含有MeSO2-PCBs组分的浓硫酸相，先用6 mL超纯水稀释，待冷却后用6 mL正己烷萃取2次，有机相用蒸馏水洗至中性，然后过无水硫酸钠除去水分，经旋转蒸发浓缩后过中性硅胶/氧化铝复合柱净化分离MeSO2-PCBs组分. 净化后的样品经旋转蒸发，并在温和氮气下浓缩后用异辛烷定容至200 μL，进GC-MS仪器分析前加入内标物. 1.4 仪器分析

PCBs的定量分析采用安捷伦气相色谱-质谱联用仪(6890-5975B GC-EI-MS)，色谱柱为DB-5MS(60 m×0.25 mm i.d.,0.25 μm film thickness). 选择离子扫描模式(SIM)，无分流进样,进样量1 μL. 载气为高纯氦气，进样口、离子源温度和界面温度分别为290、250和290℃，柱流速为1.1 mL ·min-1. 升温程序：起始温度120℃,6℃ ·min-1升温至180℃,1℃ ·min-1升温至240℃，然后以6℃ ·min-1升温至290℃并保留17 min.

MeSO2-PCBs 含量分析采用安捷伦气相色谱-质谱联用仪(6890-5975C GC-ECNI-MS)，色谱柱采用DB-XLB (30 m×0.25 μm i.d,0.25 μm of film thickness) 色谱柱. 升温程序及其他色谱条件参见文献[7] .

对手性PCBs的分析采用安捷伦气相色谱-质谱联用仪(6890-5975B GC-EI-MS)，分别使用Chirasil-Dex(25 m×0.25 mm i.d.×0.25 μm film thickness)和 BGB-172(30 m×0.25 mm i.d.×0.18 μm film thickness)两根色谱柱进行拆分. 升温程序及其他色谱条件参见文献[14]. 1.5 对映体分数(EF) 的计算

PCBs在环境样品中的手性组成一般用对映体分数(EF)表示，其计算公式为:

当手性PCBs在色谱柱上的出峰顺序不确定时，E1表示手性化合物第1个出峰的对映体，E2表示第2个出峰的对映体； 当手性PCBs的出峰顺序确定时，E1表示(+)对映体，E 2表示(-)对映体. 当EF为0.5时，表明手性单体为外消旋体. 本研究中PCB 84、PCB 132、PCB 136、PCB 149 和PCB 176 的出峰顺序确定，均为(-)对映体先出峰. 1.6 质量保证和质量控制(QA/QC)

实际样品分析前增加QA/QC 控制样品分析，包括空白加标和基质加标分析. 同时，在样品分析时，每批样品设置一个流程空白作为实验室背景干扰，并在所有样品中加入回收率指示物标样，用于监控整个操作过程的回收率.

空白加标样品中,23 种PCBs 单体和17种 MeSO2-PCBs单体的平均回收率分别为76%~102%和81%~116%. 实验过程中，流程空白样品中检测到少量PCBs (检出量低于样品量的1%)，MeSO2-PCBs则无检出. PCB 30,65,204和3′-MeSO2-CB 141 的回收率分为87%~116%、83%~106%、96%~114% 和 74%~104%. 方法检出限(MDL)以10倍信噪比(S/N)计，PCBs和MeSO2-PCBs的检出限(湿重，下同)分别为6~59 pg ·g-1和1~12 pg ·g-1. 2 结果与讨论 2.1 PCBs的含量水平、组织分配及同系物组成特征

本研究共检出115种PCBs单体，鲮鱼和乌鳢各组织中总PCBs(PCBs)的平均含量(湿重)分别为560~10462 ng ·g-1和580~50492 ng ·g-1. 本研究电子垃圾地区鲮鱼体内PCBs的含量比国内另一电子垃圾地区的含量(平均值,8.62 ng ·g-1)高2个数量级以上[10]，这可能和两地区拆解的电子垃圾种类有很大关系. 乌鳢各组织中PCBs含量都高于鲮鱼相应组织(图 1)，这与两种鱼不同的食性和营养级有关. 鲮鱼是一种滤食性鱼类，主要以浮游动植物和/或沉积物中的腐殖质为食[15]；而乌鳢是一种肉食性鱼类，捕食其他鱼类(包括鲮鱼)，较高的营养级使得其体内更容易富集较高浓度的PCBs.

图 1 鲮鱼和乌鳢各组织中PCBs和MeSO2-PCBs的含量 Fig. 1 Total concentrations of PCBs and MeSO2-PCBs in tissues of mud carp and northern snakehead

最高的PCBs含量均出现在鱼的肝脏样品中. 鲮鱼肝脏中的 PCBs含量比肌肉和鱼鳞高出约1~2个数量级，是心脏和肠道的4倍，肾脏、鱼子和鱼鳔的2倍； 而乌鳢肝脏中 PCBs的含量比肌肉、心脏、鱼皮和鱼鳞高出约1~2个数量级(鲮鱼肌肉、肝脏、鱼子、心脏、肾脏、肠道、鱼鳔、鱼鳞和鱼皮 PCBs平均值分别为1620、10462、4402、2957、5672、2666、3900、566和7307 ng ·g-1； 乌鳢肌肉、肝脏、鱼子、心脏、肾脏、肠道、鱼鳔、鱼鳞和鱼皮 PCBs的平均值分别为1604、50492、49164、759、36640、29328、49349、580和5687 ng ·g-1).

鲮鱼体内各组织PCBs的平均含量从高到低顺序为: 肝脏>鱼皮>肾脏>鱼子>鱼鳔>心脏>肠道>肌肉>鱼鳞； 而在乌鳢体内这一顺序从高到低为: 肝脏>鱼鳔>鱼子>肾脏>肠道>鱼皮>肌肉>心脏>鱼鳞(图 1). 本研究中检测到的PCBs的组织分布与波罗的海鳕鱼的组成类似(肝脏>生殖腺>肌肉)[16]，与采自Newark Bay 和 Hudson River Estuary 的底鳉鱼略有不同，该研究中PCBs的含量依次为生殖腺>肝脏>肌肉[17]. PCBs在鱼体各组织内的分配可能与其脂肪含量有关，鲮鱼各组织脂肪含量分别为 0.27% (鱼鳞)~7.3%(肝脏)，乌鳢各组织的脂肪含量位于0.20% (鱼鳞)~13% (鱼子)之间. 线性相关分析表明，两种鱼体内各组织PCBs的含量与其脂肪含量(以湿重计)具有显著相关性(鲮鱼，R2=0.63，P<0.005； 乌鳢，R2=0.92，P<0.001，图 2). 此结果与之前的研究结果一致[17]，表明PCBs倾向于在高脂肪含量的组织内富集.

图 2 鲮鱼和乌鳢体内PCBs含量与脂肪含量的关系 Fig. 2 Relationship of PCBs concentrations to lipid contents in fish tissues

鲮鱼和乌鳢各组织具有相似的PCBs同族体组成，均以4、5和6氯取代单体为主，约占PCBs总量的80% (图 3). 这与大连、天津和上海等地的鱼类PCBs

组成主要为六氯取代物略有不同[18]. 同时，数据显示，除鱼鳞外，同种鱼类各组织的PCBs同系物组成无显著差异. 鱼鳞中低氯取代PCBs单体的贡献要高于其他组织，其同族体组成与之前研究的该池塘水体中PCBs的同族体组成[11] 相类似，可能是因为鱼鳞与水体直接接触，且与鱼体内其他组织的物质交换能力较弱，所以更多反映的是水体中PCBs的组成特征. Monosson等[17] 对美国Newark Bay 和 Hudson River Estuary 的底鳉鱼进行研究，结果显示底鳉鱼的肌肉、肝脏和生殖腺内PCBs的同系物组成无显著差异，相似的同系物组成在葡萄牙Reo de Averio的黑鲈鱼肌肉和肝脏内也有发现[19].

图 3 鲮鱼和乌鳢各组织中PCBs的同系物组成 Fig. 3 Compositions of PCB homologues in tissues of mud carp and northern snakehead
2.2 MeSO2-PCBs的含量水平、组织分配及同系物组成特征

在鱼类组织样品中共检测到17种MeSO2-PCBs单体，分别为3′-MeSO2-CB49、4′-MeSO2-CB49、3′-MeSO2-CB87、4′-MeSO2-CB87、3′-MeSO2-CB95、4′-MeSO2-CB95、3′-MeSO2-CB101、4′-MeSO2-CB101、4-MeSO2-CB110、5-MeSO2-CB110、4′-MeSO2-CB132、5′-MeSO2-CB132、4′-MeSO2-CB141、4-MeSO2-CB149、5-MeSO2-CB149、4′-MeSO2-CB174和 5′-MeSO2-CB174. 鲮鱼和乌鳢各组织中 MeSO2-PCBs 的平均含量(湿重)分别为0.44~53 ng ·g-1、1.86~132 ng ·g-1. 相比于其他组织而言，在鲮鱼心脏中检测到的 MeSO2-PCBs含量最高，而在乌鳢体内鱼子中检测到的含量最高. 此外，鲮鱼的肝脏以及乌鳢的肝脏、肾脏、肠道和鱼鳔等也都检测到相当含量的MeSO2-PCBs(图 1). 鱼鳞中的 MeSO2-PCBs含量最低. MeSO2-PCBs 的组织分配与PCBs分配类似(图 1). 鱼体内各组织MeSO2-PCBs的含量与其脂肪含量(以湿重计)显著相关 (鲮鱼，R2=0.98，P<0.0001； 乌鳢R2=0.96，P<0.0001，图 4) .

图 4 鲮鱼和乌鳢体内MeSO2-PCBs含量与脂肪含量的关系 Fig. 4 Relationship of MeSO2-PCBs concentrations to lipid contents in fish tissues

本研究中检测到的肝脏组织中的 MeSO2-PCBs 的平均含量 (鲮鱼和乌鳢分别为 23.5 ng ·g-1和126 ng ·g-1，湿重) 比北极沿海的杜父鱼(<0.4 ng ·g-1，湿重)[20] 高出1~2个数量级. 鲮鱼(290 ng ·g-1，脂重)和乌鳢(985 ng ·g-1，脂重)的肌肉组织中 MeSO2-PCB含量比密歇根湖的深水杜父鱼(7.0 ng ·g-1，脂重) 和淡水鳕鱼 (40 ng ·g-1，脂重) 高出1~2个数量级[21]. 其它组织由于缺乏相关研究，所以没作比较.

本研究中检测到的 MeSO2-PCBs 含量与鸟类、海洋以及

陆生哺乳动物以及人类等检测的结果相当甚至更高[5,8]. 结果表明，该电子垃圾回收地区的鱼类除受到PCBs的污染外，还受到其高浓度的代谢产物污染. 鱼体内高浓度的MeSO2-PCBs可能通过食物链在人体内富集，进而对当地居民的身体健康造成影响.

鲮鱼和乌鳢各组织中MeSO2-PCBs的组成都比较类似. 3′-和4′-MeSO2-CB87、3′-和 4′-MeSO2-CB101、4-MeSO2-CB110、4′-和5′-MeSO2-CB132以及 4-MeSO2-CB149 是两种鱼体内最主要的单体，占 MeSO2-PCBs 的60% 以上. 美国密歇根湖的杜父鱼中也检测到3′-MeSO2-CB101和4-MeSO2-CB-149占有较高的组成 (>50%)[21]； 而5-MeSO2-CB-149 (8.9%) 和4′-MeSO2-CB-174 (23.9%) 所占的比例则比本研究的鱼体内(<1%)高，这可能与它们不同的PCBs暴露或者代谢能力有关. 在其它野生动物以及人体内也检测到3′-MeSO2-CB87,3′-和4′-MeSO2-CB101以及 4-MeSO2-CB149 为主要的组成单体[5,8].

MeSO2-PCBs 与其母体PCBs的浓度比值常用来评价鱼类对PCBs的代谢能力. 本研究中计算得到的鲮鱼和乌鳢体内的MeSO2-PCBx/PCBx分别为0.0001~0.027和0.0002~0.063，比美国密歇根湖的杜父鱼体内的比值(平均值0.09，范围<0.001~0.36)低约1个数量级[21]. 结果表明，本研究中鲮鱼和乌鳢的MeSO2-PCBs代谢能力要低于杜父鱼，尽管本研究中检测到较高的PCBs含量. 此外，本研究中MeSO2-PCB95/PCB95的比值(鲮鱼和乌鳢体内分别为0.01~0.027和0.03~0.063)显著高于其它单体的比值，表明PCB95在鱼体内比其它单体更容易代谢. 2.3 PCBs的手性特征

本研究共检测到9种手性PCBs单体(PCB84、91、95、132、135、136、149、174、183)在鱼体各组织中的组成特征. 为了更好地说明鱼体内PCBs的EF值变化特征，笔者对采自同一池塘的沉积物中PCBs的手性特征进行了检测. 沉积物及鱼类样品中各手性PCBs单体的EF值如(图 5)所示. 沉积物中各手性单体均为外消旋(EFs值介于0.493±0.003至0.521±0.034之间)，表明沉积物中微生物对这些手性单体的对映体选择性代谢能力较弱. 已有较多研究在鱼体内检测到了非外消旋的手性PCBs[9,22,23]，本研究中PCB149的EF值在沉积物、鲮鱼及乌鳢中均无显著差别，表明该单体可能不存在手性选择性富集或降解过程. 乌鳢体内PCB91、PCB136和PCB183的EF值与对应的沉积物相比无明显差异，显示为外消旋混合物，但与鲮鱼相比乌鳢的EF值均存在显著的增加. 而鲮鱼与沉积物相比EF值存在显著降低. 由于鲮鱼是乌鳢的主要食物，乌鳢体内相关EF值的上升可能预示乌鳢与鲮鱼存在不同的手性选择性代谢特征. 这使得在鲮鱼体内已经下降的EF值在经过了乌鳢进一步的选择性代谢后，EF值又出现了回升. 其它单体中也存在这种现象，如PCB84、PCB135在鲮鱼体内EF值小于沉积物，但在乌鳢体内则大于沉积物. 这些结果表明两种鱼倾向于选择性地代谢不同的对映体. 但需要指出的是，鱼体内PCBs的手性特征既可能是其自身进行对映体选择性代谢的结果，也有可能是通过摄食作用富集食物中的手性PCBs并继承其手性特征[9]. 乌鳢除捕食鲮鱼作为部分食物来源，还可捕食其他水生昆虫、虾类和鱼类等，故乌鳢体内PCBs的手性特征除了其自身的代谢外，还与其广泛的食物来源有关. 两种鱼体内PCBs的手性变化特征，表明鱼体内手性PCBs单体的代谢和富集因其自身的代谢过程以及食物吸收而具有物种差异性和单体特异性.

图 5 沉积物及样品中手性PCBs单体的EF值 Fig. 5 Enantiomer Fractions (EFs) of chiral PCB congeners in sediment and tissue samples
3 人体暴露风险评价

鲮鱼和乌鳢是中国居民普遍食用的鱼类. 电子垃圾地区受污染鱼类被当地居民捕获后一般运到集市出售，这给当地居民带来非常高的暴露风险. 由于鱼类对PCBs的生物累积，污染物可通过食用鱼类而进入人体，进而危害人体健康. 因此，食用鱼类摄入的PCBs含量也应加以考虑. 鉴于肌肉是人们食用的主要部分，评价食用鱼类的PCBs摄入量以肌肉中PCBs的含量乘以人均日消费量计算. 按照农村居民人均38.50g ·d-1的鱼类消费量(以 365 d ·a-1 计)[24]，鲮鱼和乌鳢鱼肌肉的 PCBs平均含量分别为1620 ng ·g-1和1604 ng ·g-1，居民食用这些受污染鱼类后，每日的暴露量将高达62 μg ·d-1. 在两种鱼类体内还检测到了8种二 英类多氯联苯，其中包括2种非邻位PCBs (CB77，CB126)和6种单邻位PCBs (CB105、CB114、CB118、CB123、CB156、CB167)，根据世界卫生组织公布的PCBs毒性当量因子(TEFs)[25] 计算鲮鱼和乌鳢各组织中的PCBs毒性当量(TEQ)(湿重)分别为0.04~2.52 ng ·g-1和0.01~9.31 ng ·g-1，表明较高的毒性暴露风险.

以上估算有可能高估了PCBs的暴露水平，因为计算时是以湿重计的，在烹煮的过程中，PCBs会随着脂肪的流失而损失掉约30%[26]. 此外，其他地方捕捞的鱼类也会进入当地市场销售，这些地方的鱼类通常PCBs的含量较低，如果遗漏这些鱼类的消费，则有可能高估了饮食暴露的水平. 尽管以上估算高估了当地居民的暴露水平,但相关数据表明限制这些鱼类在市场的流通对于降低当地居民健康风险具有重要意义. 4 结论

(1)鱼体组织内检测到高含量的PCBs 和MeSO2-PCBs表明电子垃圾拆卸区由于不规范的拆卸活动已受到了严重的污染. 电子垃圾区PCBs代谢产物也是不容忽视的一类污染物，具有潜在的毒性，并可通过食物链影响人体健康.

(2)PCBs在鱼体各组织内的分布与其脂肪含量有关，PCBs倾向于在高脂肪含量的组织内富集，鱼体对手性PCBs具有对映体选择性代谢作用并且两种鱼对PCB手性选择性正好相反.

(3)食用这些受电子垃圾污染的鱼类具有较高的暴露风险，限制这些鱼类在市场的流通对于降低当地居民健康风险具有重要意义.

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