行政院國家科學委員會專題研究計畫 期中進度報告
持久性有機污染物在河口生態系統之暴露途徑受生地化作
用影響之研究(2/3)
計畫類別： 個別型計畫 計畫編號： NSC93-2211-E-002-012- 執行期間： 93 年 08 月 01 日至 94 年 07 月 31 日 執行單位： 國立臺灣大學環境工程學研究所 計畫主持人： 吳先琪 共同主持人： 張美玲 計畫參與人員： 傅崇德, 陳怡靜, 方正于, 簡鈺晴 報告類型： 精簡報告 處理方式： 本計畫可公開查詢中 華 民 國 94 年 5 月 30 日
持久性有機污染物在河口生態系統之暴露途徑受生地化作用影響之研究(2/3)
－多氯聯苯在二仁溪河口食物鏈內分布特性之探討
NSC93-2211-E002-012 吳先琪1 張美玲2 傅崇德3 陳怡靜4 方政于5 簡鈺晴5 摘要 多氯聯苯為高生物累積性之疑似致癌物，在許多研究中被證實會透過食物 鏈之傳遞而產生生物累積現象。對於位在食物鏈頂層之消費者而言，食用含有此 類污染物之食物將會有暴露於致癌之風險。所以本研究針對全島多氯聯苯污染潛 勢最高之二仁溪口，進行該生態系統內魚類食物鏈累積作用之研究。研究中共採 取底泥樣本十一處做為基礎營養階層(TL=1)，同時捕集不同營養階層之魚類物種 進行其體內多氯聯苯含量之分析。研究結果顯示生物體內多氯聯苯之含量並未完 全隨營養階層之增加而增加。若將魚種依照其食性分為底棲及浮游性兩類時，發 現食物鏈放大之現象在同一食性之生物鏈中的確存在。而和底泥較有食物鏈關聯 的底棲性魚種之迴歸線顯示，每增加一個營養階層，體內累積濃度約增加 84%， 顯示的確有生物放大 之趨勢。其生 物 -底 泥 累 積 因 數 (BSAF) 依 序 為 虱目魚 (2.76)、鯔(3.46)、環球海鯽(3.96)、大鱗鮻(5.18)及斑海鯰(6.02)。計算各單一同 源物之 BSAF 則呈現一類似拋物線之現象，亦即中氯數之物種具有較高之 BSAF 值，如 PCB99、101、118、105、138 等。平均而言，以中位數為基準之 最大累積量之物種為斑海鯰，但是單一大鱗鮻樣本之最大累積量則可達到 77 倍。至於其他浮游性掠食魚種由於棲地可能並非完全在此區域內，所以其累積量 並未完全隨營養階層之增加而提高。而根據多氯聯苯同源物分布之型態，發現隨 著營養階層之增加，生物體內含氯物種之比例亦隨之增加，產生氯數位移 (chlorine shift)之現象。此一現象應可歸因為低氯數物種之較高代謝效率所致，因 此當每一營養階層中之生物逐步代謝低氯數物質時，卻是同時累積中氯數物 種，最後形成此一位移現象。本研究發現即使是在一個變動頻繁且尺度較小 的生態系統中，其食物鍊累積之現象和大尺度之生態系統中並無明顯不同， 但是生物食性及棲地之差異會影響物種之累積程度。 關鍵字：多氯聯苯、食物鏈、營養階層、河口生態系統一、前言
多氯聯苯（polychlorinated 1 國立台灣大學環境工程學研究所教授 2 萬能科技大學環境工程系助理教授 3 萬能科技大學環境工程系講師 4 國立台灣大學環境工程學研究所博士後研究員 5 國立台灣大學環境工程學研究所碩士班學生biphenyls，PCBs）是一群混合物之統 稱，由於其非常穩定之化學特性使其 環境中不易生物分解而累積於各類 環境介質中。其中最為人所重視的便 是在生物體內之累積作用。小自底泥 中之生物，水體中之魚、蝦、蟹類(Berg et al., 1999)，以水體中魚類為食物之 海豹(Bang et al., 2001)、鳥類
(Cleemann et al., 2000; Hario et al., 2000)、陸棲之北極熊體內(Oehme, et al., 1995; Jannache et al., 2000)均發現 了不同濃度之多氯聯苯，其生物累積 因子(BAF)從一兩倍至數個數量級。 且累積之程度和該物種在食物鏈之 位置有正相關，亦及食物鍊之頂層消 費者之累積量較底層之生物為高。此 現象可由該區內之食物網頂層之鳥 類(Braune and Simon, 2003; Kannan et al, 2001)、海豹(Iwata et al.,2004) 具有較高之體內濃度得到證明。而在 對極地或高緯度區域生活之住民之 調查亦顯示在人體內甚至母乳中均 發現了 PCBs 之蹤跡(Kiviranta, 1999)。顯示 PCBs 已有從環境介質中 透過食物鏈之作用而進入生態系統 中消費者的體內。 生 物 累積 作用 機制 一般 包 含了 生物放大(biomagnification)及生物濃 縮作用 (bioconcentration)，前者指生 物 透 過 飲 食 中 之 吸 收而 在 器 官 內 累 積達到一定之程度；而後者則是指透 過 呼 吸 作 用 吸 收 進 入器 官 內 而 累 積 達到一定之程度。由於生物放大作用 是藉由食物鏈累積而產生之現象，因 此為確保食物中之 POPs 含量不會對 人類健康造成重大之影響，根據風險 評估之結果來訂定食品中之 POPs 含 量是相當重要之課題。由於水棲生物 可 能 是 一 般 食 物 鍊 頂端 物 種 中 最 可 能成為食品之物種，因此釐清水生生 物之食物鏈(網)之累積程度實有其重 要性。 PCB 在水體內造成之污染情況最 早於 1969 年見於紐約的 Hudson 河， 但直到 1975 年始對該流域內之魚體 進行分析，也才發覺問題之嚴重性， 當年所有魚體內之濃度均超過 FDA 的 2 ppm 標準而達到 5 ppm (Brown et al.,1985)。儘管在後續之研究中均發 現 不 論 是 在 水 體 或 是魚 體 內 之 濃 度 均已下降，但是 2000 之研究中仍顯 示在條紋鱸(striped bass)之體內可測 得 0.5 至 4.0 ppm 不等之濃度(Jeffery et al., 2000)。而魚體內 PCBs 之暴露 途徑則一直有所爭辯，早期之研究中 認 為 魚 藉 由 鰓 和 水 之間 之 交 換 作 用 遠快於食物之攝取速率，因此生物濃 縮作用為主要作用。最近之研究則逐 漸 偏 向 於 環 境 中 之 營養 物 質 及 底 泥 似乎才是其主要之暴露來源。但大多 數 的 人 認 為 生 物 放 大作 用 才 是 主 要 之作用，不論從累積之型態或是累積 之比例來看，生物放大作用才是主要 之 途 徑 。 一 項 將 魚 體分 別 暴 露 於 含 PCBs 之底泥及水體中之實驗室內研 究顯示，暴露於底泥中之魚體累積了 較高濃度之 PCBs，推斷魚體內累積 之 PCBs 來源以來自底泥中之 PCBs 為主(Zhou et al., 2000)。另一個研究 則 發 現 幼 魚 累 積 之 來源 以 水 相 之 物 種為主，而成魚則以和其食物來源類 似之物種為主(Brown et al., 1985)。因 此 生 物 之 食 性 及 其 在營 養 階 層 中 之 位 置 是 影 響 其 體 內 累積 量 之 重 要 因 素之一。
台南市灣裡地區早年由於非法回 收有價金屬之行業興盛，將許多之電 子設備拆解、燃燒及酸洗，以致其中 電容器及變壓器內含之多氯聯苯洩漏 之環境中，造成該區環境介質內之多 氯聯苯含量始終為台灣地區之最。該 區域內之生物，特別是一些以底層碎 屑為主之魚種，如大鱗鯔、吳郭魚等 之體內累積量更是接近食品管制標準 (陳維峰,1993)。然而該區域內更高營養 階層之魚體內多氯聯苯之累積程度則 少見提及。同時在考慮其生物累積來 源及累積程度時，甚少考慮食物網其 他相關之生物之累積程度及型式。由 於以往之研究區域多半是屬於溫帶、 極區或是接近極區之生態系統內，該 類生態系統之生物物種、生物習性、 污染物流佈之狀況與亞熱帶地區台灣 之情形不同，不見得可以完全應用於 本土系統，所以建立本土之資料及食 物鏈暴露模式實有其必要性。此類資 訊不但可以幫助了解魚體暴露及代謝 之路徑；更對建立基本資料庫以計算 暴露風險均有相當之重要性。
二、研究方法
樣品之採集 本次採樣係於 2004 年十月進 行，同時採集生物及底泥樣本，採樣 區域如圖一所示。河川底泥樣本則採 取自上游至下游等處之河川底泥共十 一處(圖中點 1 至 11)，使用貫入式底泥 採樣器採取底泥管柱，並以表層 0 - 7.5 cm 處之底泥作為表面底泥之代表。生 物採集點位在台南灣裡二仁溪河口區 域，以白砂崙安檢站作為汙染區域(圖 中點 7、8 之間)之主要採樣點，並以 上游河段(圖中點 1)及外海作為對照區 域。捕集之魚種涵蓋各個不同食物鏈 階層之魚類，並且以研究區域為棲地 之物種為主，包括虱目魚(Chanos chanos)、大鱗鮻(Liza macrolepis)、環 球海鯽(Nematosa come)、大眼海鰱 (Megalops cyprinoides)、海鰱(Elops machnata)、鯔(Mugilcephalus)及斑海 鯰(Arius maculatus)，布氏金梭魚 (Sphyraena putnamiae)等。各生物樣本 之基本資料包括樣本數目、體長、體 重等如表-1 所示。 圖-1. 採樣位置示意圖 樣品前處理 首先將每一樣品經過一百小時之 低溫真空乾燥後(-50℃，100 mtor)，以 不鏽鋼研缽將樣品搗碎，然後取約 5 克乾重之魚體組織進行前處理。將樣 品 置 於 殘 量 級 之 正 己 烷 / 丙 酮 (Merck)(150 mL : 150 mL)混合溶劑 中，以索氏萃取法於 70℃之水浴溫度 下進行 36 小時之萃取，萃出之溶劑再 以減壓濃縮機(Buchi)濃縮至 1 mL 後 以濃硫酸(Merck) 淨化，最後再經過硫 酸矽膠(Merck)、硝酸銀(Merck)矽膠及 矽酸鎂(Merck)淨化，最後吹氮濃縮至 1mL 以備分析。組織內之油脂分析則 是利用重量法，秤取萃取瓶空重及經 過硫酸淨化後殘存油脂之總重以求得 內含之油脂量。樣品定量 多 氯 聯 苯 之定 量 分 析標 準 品 為 1:1:1 等體積混 合之 Aroclor 1242、 Aroclor 1254 及 Aroclor 1260 (Supelco)。將各單個同源物依照停留時 間定性並依照其在標準品內之比例反 求其含量。分析設備為配備 63 Ni 電子 捕 捉 偵 測 器 (ECD) 之 氣 相 層 析 儀 (Agilent 6890N)，分析管柱長度 30m， 管 徑 0.25mm ， 膜 厚 0.25um (J.W. RT5mx )，塗覆物為 5% phenyls。氣相 層析儀升溫條件為初始溫度 80℃，定 溫 4 分鐘後以每分鐘 20℃之速率至 160℃，然後以每分鐘 2℃之速率至 250 ℃，最後以每分鐘 25℃之速率至 295 ℃。注射口溫度設定為 250℃，偵測器 溫度則為 29℃。本研究中共計鑑別出 40 個同源物，佔整體多氯聯苯標準品 質量為 78%。 為確保分析數據之可信度，所有 使用之器材、設備均禁止時使用有機 之 材 質 ， 藥 品 純 度 均 為 殘 量 級 或 同 級。在品保品管方面於每批樣品中均 進行空白、重複及添加實驗。樣品於 萃 取 前 加 入 十 氯 聯 苯 (PCB209 ， Decachlobiphenyl, Supelco)作為擬似標 準品以檢核整個實驗流程之回收率。 淨化完成之樣品於注射入氣相層析儀 前加入 PCB30 (2,4,6-Trichlorobiphenyl, Supelco) 作為 GC 定量標準。 本 研 究 同 時 利 用 標 準 參 考 物 質 (NIST1394a)檢核實驗方法之可行性及 回收率，以同源物為基準之同源物回 收 率 介 於 73 % (CB118) 至 90 % (CB138)。以同源物為基準之方法偵測 極限(MDLs)為 0.057 ± 0.02 ng/g，儀器 偵測極限為 0.047 ± 0.02 pg，樣本中所 添加之 PCB209 回收率為 85 ± 8%。所 有 分 析 之 數 據 均 未 再 經 過 回 收 率 校 正。
三、結果與討論
多氯聯苯含量 底泥中多氯聯苯之含量如表-2 所 示。如同吳(2004，國科會報告)、傅及 吳(2004，2005)於之前之研究結果，底 泥中之含量以南定橋附近最高，而位 於上游及接近河口處較低。然而對照 2003 及 2002 年秋季之數據，2004 年 之含量降低至之前的 20%至 30%左 右。其原因尚未了解，至於是否和水 利單位與環保單位在二仁溪進行之淨 化工作有關，仍有待進一步之探討。 魚體內以組織乾重為基準及以脂 肪為基準之多氯聯苯含量如表-1 所 示。比較不同區域內魚體脂肪內之平 均 多 氯 聯 苯 濃 度 ， 其 大 小 隨 魚 種 而 異。整體而言依序為河口＞上游＞外 海，顯示魚體內之含量和其所處之棲 地有相當大的關聯，較低污染區域魚 體內之含量低於受污染水域之樣本內 之含量。此現象和傅與吳(2005)對大鱗 鮻在二仁溪、安平港航道及養殖池等 不同棲地內之累積量調查結果類似。 在該研究中，大鱗鮻之濃度依序為二 仁溪(9000 ± 6400 ng g-1) ＞安平港航 道(2200 ± 800 ng g-1 )＞養殖池(200 ± 80 ng g-1)。由於外海之樣品係非直接 接觸污染之河口區域，因此其暴露來 源 應 為 水 體 或 食 物 而 非 受 污 染 之 底 泥。而 根 據 一 項 現 地 圈 養 之 研 究 顯 示，暴露於受污染底泥之魚類累積之 濃 度 是 暴 露 於 受 污 染 水 體 之 五 倍(Feldman et al., 2001)，因此本研究中 之外海樣本體內 PCBs 濃度較低似可 歸因於此一原因。而此一效應亦說明 了 處 於 受 污 染 棲 地 所造 成 之 累 積 程 度之差異。然而大鱗鮻之濃度卻在上 游處最高，其原因則尚不明瞭。 在分析不同魚種在河口區域之分 佈後，大鱗鮻仍然具有最高之累積 量，達到 13486±15104 ng g-1 lpd，其 他依次為斑海鯰、大眼海鰱、環球海 鯽、鯔及虱目魚。回溯早期之研究結 果，根據陳維峰等人(1993)對二仁溪流 域進行魚類採樣調查及多氯聯苯含量 分析，在二仁溪下游二層行橋、三爺 宮溪、白沙崙三採樣站所採集之魚體 樣品中多氯聯苯含量中大鱗鮻累積含 量為 3400 ± 470 ng g-1 ww，吳郭魚為 825 ± 451 ng g-1 ww，大眼海鰱則為 918 ± 67 ng g-1 ww。換算成相同之比 較基準之後，目前之含量已較十年前 衰減約二分之一。 至於在不同魚種內累積程度之差 異可由營養階層(trophic level, TL)之 觀念加以說明。營養階層之高低代表 該物種在食物鏈中之位置，一般以底 泥或是植物(如藻類)為第一階層(TL = 1)，因此一研究物種之營養階層可由 其食物來源中各不同物種所佔之比例 求得。所以一純粹以底泥或是植物為 食物來源之物種的營養階層便為二 (TL = 2)。而以第二階層為食物之物種 便具有更高之營養階層(TL > 2)。所以 越高營養階層之物種表示其可能以肉 食性為主，反之則可能為雜食性或草 食性。本研究中各魚種營養階層的數 據係根據魚類資料庫(Fish base, 2005) 中所記載之一熱帶生態系統中(Lake chikka, India)之數值。之所以未採用根 據不同生態系統所計算而得之平均 值，是因為平均值係同時包括不同氣 候及區域，和各個生態系統之實際情 況有差異。而本研究所採用之生態系 統是因為其同時包含本次採樣中所捕 集之魚種，加上同屬於熱帶區域，所 以將其值作為比較之依據。TL 由高至 低 分 別 為 布 氏 金 梭 魚 (4.5) 、 海 鰱 (4.0)、斑海鯰(3.8)、大眼海鰱(3.3)、 大鱗鮻(2.76)、環球海鯽(2.67)、鯔(2.1) 及虱目魚(2.0)。將各魚種脂肪內之多 氯聯苯含量表示成和營養階層之關係 如圖-2 所示。 圖-2 多氯聯苯含量和營養階層之關係 由於圖形是以盒狀圖(box plot)表 示，因此可以較完整的呈現出數據之 分布情況，包括中數值、中間 50%數 值之分布範圍及較極端之數據。此表 示法較以平均值加減標準差之方法更 能準確描述數據之真實性，因為後者 常會受到少數極端數據的影響而造成 數值之偏移。其中以大鱗鮻之數據所 受到的影響最為明顯，由於少數之樣 本具有有相當高之濃度，所以造成平 均值被拉高且標準差極大之情況。檢 視整體盒狀分布圖形中多氯聯苯含量 及營養階層之關係時，顯示多氯聯苯
在魚體內之含量和其營養階層並未成 明顯之線性關係。其中大眼海鰱、海 鰱及布氏金梭魚雖然具有較高之階 層，但是並未隨其較高之階層而具有 較高之累積量。其原因可能為食性及 棲地之差異。雖然這些魚種為掠食性 魚種，但是其掠食範圍是較屬於水體 上層之魚類，所以較可能迴游於河口 與外海之間。相較於斑海鯰等是以河 口區域內底層之生物為食物來源，大 眼海鰱等浮游魚種暴露於較高污染區 域之機會及時間相對較低。若將魚種 依照其食性分為底棲及浮游性兩類， 並依照其 PCB 含量之中位數對營養階 層作圖如圖-3。發現食物鏈放大之現 象在同一食性之生物鏈中的確存在。 而和底泥較有食物鏈相關魚種之迴歸 線顯示，每增加一個營養階層，體內 累積濃度增加 84%。 圖-3 底棲和浮游性魚種體內 PCB 含量之中位 數和營養階層之關係 比較國外許多研究結果，如極地 (Braune et al, 2003: Corsolini et al., 2002)、渤海灣(Wan et al., 2005)及東京 灣(Naito et al.,2003)等區域，本研究區 域雖然較小，且非完全封閉，加上受 到環境汙染而使生態系統受到破壞， 因此其生態系統並非如一般研究區域 之完整。然而仍然觀測到生物放大之 現象存在於相同食性之食物鏈中，亦 即持久性物質可以透過食物鏈之作用 產生生物累積作用。但是由於位於開 放區域，所以魚種真正暴露於污染區 域之時間和強度不似密閉區域之生態 系統，所以一些具有較強回游能力魚 種的暴露量和以河口為棲地之魚種便 會有所差異。 同源物分布 各不同營養階層之生物體內多氯 聯苯同源物之分布圖如圖-4 所示 圖-4 底泥和不同魚種體內多氯聯苯同源物所 佔比例之分布圖 圖-4 中顯示底泥中含量較高之物 質為含氯量較低之三氯及四氯物種， 如 PCB 28、52、49 等。隨著營養階層 之 增 加 ， 低 氯 數 物 種 之 比 例 開 始 下 降，虱目魚體內之 PCB52 便較底泥大 幅下降 20%，隨之取代的是一些五氯、
六 氯 或 是 更 高 氯 數 之 物 種 ， 如 PCB118、149、153 及 138 等同源物。 以 PCB138 及 180 為例，其所佔之比例 由 2-3%隨著營養階層之增加而逐步上 升至 15% (PCB138)及 8% (PCB180)。 但是對於一些氯數更高之八氯或是九 氯的物種，則沒有明顯增加之趨勢。 選定上述 PCB 49、52、138、180 及 194 等同源物，將其佔總 PCB 之比 例取對數後和營養階層作圖回歸後可 得到近似之直線。如圖-5 所示。其中 低氯之物種呈現下降之趨勢，而中高 氯數之物種則成一上升之直線。但是 高氯數物種之線性關係相對較差。 圖-5 特定同源物占整體多氯聯苯之比例的對 數值與營養階層之關係 本研究同時利用多氯聯苯同源物 氯化程度之差異，將相同氯數或是氯 含量組成相同之同源物相加以得到同 一族群之總和。其中三氯數及四氯數 同源物之和相對於總體多氯聯苯濃度 之比例定為低氯數多氯聯苯百分比， 表示成 light PCB (lPCBs)，同理五氯和 六 氯 族 群 表 示 成 中 氯 數 之 百 分 比 或 medium PCB (mPCB)，以及七氯數及 八 氯 數 之 和 的 高 氯 數 多 氯 聯 苯 或 heavy PCB (hPCB)。將此三變數相對於 營養階層之關係繪如圖-6。 由圖中可以發現低氯數物種之比 例隨著營養階層之增加而降低，由底 泥 中 (TL=1)的 超過 40%降到斑 海鯰 (TL=3.8)的 20%左右。相對於此，中氯 數物種之比例則是隨著營養階層之增 加而增加，由底泥中(TL=1)的 50%增 加至斑海鯰(TL=3.8)的 60%左右。至於 高氯數物種之比例則雖有隨著營養階 層之增加而增加之趨勢，但變化趨勢 並不明顯。 含氯量之變化常常可用以表示 該物種在食物鏈中之位置。由於底泥 中 之 主 要 含 氯 物 種 多 為 低 氯 性 物 種，而在較高階之消費者體內則會發 現較多的中高氯數物種。在北太平洋 中 針 對 不 同 魚 種 所 作之 調 查 結 果 則 顯示和河川中類似之情況，魚體內主 要累積之 PCBs 為六氯聯苯(或更高含 氯數)，只有極少數之微生物會累積三 氯或四氯聯苯(Hope et al., 1997)。此 一 現 象 咸 信 可 能 是 生物 轉 化 能 力 之 差異所致(Fisk et al., 1998; Gardinali et al., 2004)。低氯數之物種由於具有 較中高氯數物種為低之脂溶性，所以 較 有 可 能 被 代 謝 出 體外 而 不 易 在 食 物鏈中被放大。反之，氯數較高之物
種則有較明顯之累積趨勢。但是此一 累 積 趨 勢 並 未 隨 氯 樹 之 增 加 而 增 加，對於一些高氯數之物種，其累積 趨勢反而不如中氯數之物種。常見之 解釋為物質之結構阻力(Opperhuizen, 1986)、物質交換速率(Mckim, 1991) 降低了該類物種進入細胞之能力，進 而減少了累積量。但是這些解釋迄今 仍未有完整之實驗可以證明。 圖-6 含氯族群佔整體 PCBs 之比例和營養階 層之關係 本研究中生物體內污染物含量 量隨營養階層增加而增加之趨勢顯 示食物鏈放大之作用。而含氯物種之 比例隨營養階層增加而增加之趨 勢，進而顯示出氯數位移(chlorone shift)之現象。此表示每一階層中之生 物逐步代謝低氯數物質，但是同時累 積中氯數物種之情況。至於累積之程 度則可藉由生物-底泥累積因數(biota to sediment accumulation factor, BSAF)
來表示，BSAF 之值係藉由生物體內 脂肪中污染物之含量對底泥有機質 中污染物含量的比值求出。不同魚種 依中位數為依據所計算而得的總 PCBs 之 BSAF 依序為斑海鯰(6.02)、 大鱗鮻(5.18)、環球海鯽(3.96)、鯔 (3.46)、虱目魚(2.76)、布氏金梭魚 (2.39)、海鰱(1.06)及大眼海鰱(0.55)。 而各不同同源物之 BSAF 示如圖-7。 圖-7 不同 PCB 同源物之 BSAF 分布圖 為使圖-7 之細部表現較為清 楚，故 BSAF 軸採用對數座標系統。 若是使用標準座標系統則會呈現一 接近拋物線之分布型態。此型態和前 數之氯數位移有相同之涵義，亦即中 氯數物種具有較高之累積性，而低氯 數及高氯數物種之 BSAF 相對較低。 整體而言，BSAF 大多位於 1 至 10 之 間，其中營養階層低之物種中以低氯 數物種為多，而營養階層高之物種中 以中高氯數物種為多。而大鱗鮻之樣 本分布範圍較廣，其中某些高濃度樣 本之 BSAF 可高至 270 左右，此觀測 值和東京灣之海鱸魚之最高觀測結果 相近(Naito et al., 2003)。 在本研究中的許多發現均和國 外之發現類似，顯示即使是在一個小
尺度的生態系統中，即使位於此一變 動頻繁之生態環境中，底泥之性質雖 會隨著季節之變換而更迭，底泥及生 物體內污染物之型態也有變化，但是 其食物鍊累積之現象和大尺度之生 態系統中並無明顯不同。然而魚類之 棲地及生態習性則會影響魚體內之 累積量。 參考文獻
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Table 1 The size, legth, weight and collected number of sampled fishes and their PCB contents
species in Chinese number length(cm) width(cm) weight(g) PCBs (ng g-1.dw) PCBs(ng g -1lpd)
Uptsream Nematalosa come 環球海鰶 3 194±39 63±11 97±50 187± 38 800±500 Sphyraena putnamiae 布氏金梭魚 1 488 70 580 141 2000 Elops machnata 海鰱 1 340 58 238 76 900 Liza macrolepis 大鱗鮻 5 230±29 46±3 141±44 2900±1700 42300±39900 Estuarine region Nematalosa come 環球海鰶 15 174±15 54±5 58±15 430±230 4300±2200 Liza dussumieri 粗鱗鮻 3 189±8 43±6 76±16 170±220 3600±2800 Liza macrolepis 大鱗鮻 8 200±18 42±4 95±28 2920±4590 13500±15100 Arius maculatus 斑海鯰 5 202±17 33±5 72±25 1100±650 5900±3000 Mugil cephalus 鯔 4 200±12 42±4 95±20 450±320 3100±2200 Megalops cyprinoides 大眼海鰱 5 327±13 74±5 288±39 88±105 860±1000 Chanos chanos 虱目魚 8 343±83 70±20 393±277 120±110 2200±1500 Ocean coast Trichiurus lepturus 白帶魚 3 750±26 48±11 196±24 50±47 744±114 Megalops cyprinoides 大眼海鰱 2 333±4 76±6 330±17 80±31 725±85 Megalaspis cordyla 大甲鰺 2 217±2 51±1 105±3 85±54 744±285
Table 2. PCB content of surface sediment in Er-Jen estuary
PCBs unit EJ1 EJ2 EJ3 EJ4 EJ5 EJ6 EJ7 EJ8 EJ9 EJ10 EJ11
total PCBs ng g-1 dw 1 7 1 61 2 3 42 12 4 1 1
total PCBs ng g-1 OM 72 408 45 3165 95 141 1675 638 1124 24 105
Tri+Tetra CB 0.84 0.42 0.63 0.33 0.73 0.48 0.33 0.50 0.84 1.00 1.00
Penta+Hexa CB 0.16 0.47 0.37 0.51 0.27 0.45 0.52 0.40 0.16 0.00 0.00
