澄邁冬季蔬菜種植區地表水體中新煙堿類殺蟲劑的分布特征、影響因素及其生態風險評估

譚華東，王傳咪，吳秋敏，崔艷梅，武春媛,#

1. 中國熱帶農業科學院環境與植物保護研究所，?？?571101 2. 國家農業環境儋州觀測實驗站，儋州 571737 3. 海南大學熱帶作物學院，?？?570228 4. 華中農業大學資源與環境學院，武漢 430070

新煙堿類殺蟲劑(neonicotinoid insecticides, NNIs)屬植物內吸性殺蟲劑，可有效地防治薊馬、蚜蟲、白粉虱和葉蟬等刺吸式口器害蟲，是全世界使用最廣泛一類新型殺蟲劑。目前，NNIs有超過120個國家注冊使用，占全球殺蟲劑市場銷售的25%[1]。近10年來，已報道NNIs可造成嚴重的生態環境負面效應，如可對水生無脊椎動物個體生理生化和群體行為造成不利影響，甚至影響整個水生生態系統的結構和功能[2-3]。加之，NNIs具有環境偽持久性、隨水流遠距離遷移和生物毒性等特點，能夠在食物鏈與食物網中傳遞，可對人體健康造成不利影響[4-5]。

NNIs廣泛用于種子包衣處理和蟲害防治，據估算其中有超過80%～90%的NNIs是直接進入到土壤環境中，且隨著灌溉、地表降水和淋濾等方式持續污染周圍環境介質[6]。研究顯示，NNIs在水體中被普遍檢出，如Mahai等[7]在長江中游水中檢出6種NNIs，其中吡蟲啉(imidacloprid, IMI)與啶蟲脒(acetamiprid, ACE)檢出率高達100%；有26.7%水體超過荷蘭規定IMI水質標準(0.0083 μg·L-1)，呈現顯著的水生生物風險。Chen等[8]對我國主要水系河口處水體中7種NNIs進行分析，普遍檢出IMI、氯噻啉和噻蟲嗪(100%)，且NNIs總濃度處于0.00896～1.8627 μg·L-1，其中有27%和84%水體超過急性和慢性生態風險的閾值。近年來，越來越多研究證實NNIs也存在于其他環境介質中，如沉積物[9-11]、土壤[11-12]、大氣顆粒物[13]、蔬菜[14]、人體頭發[12]和尿液[15]等，呈現極高的檢出率。因此，NNIs的多介質污染已成為全球重要的環境問題。然而，關于NNIs水體污染的報告大多來自發達國家和中國溫帶及亞熱帶等地區，僅少有研究關注我國熱帶農業區，且僅涉及IMI、ACE報道[16-17]。

海南澄邁縣農業發達，稻菜輪作普遍，冬季盛行蔬菜種植，是我國冬季蔬菜重要的來源地之一[16, 18]。該區域地處熱帶地區，病蟲害頻發，NNIs是該區域冬季蔬菜種植過程中首要使用的殺蟲劑類型。隨著高頻次、大量應用，NNIs可能會持續殘留水體中，將對產地環境安全構成潛在威脅，但目前尚未對該區域水體中NNIs污染進行系統調查，且對其生態毒理效應知之甚少[16-17]。本研究旨在通過調查澄邁縣冬季蔬菜種植區地表水中5種常見NNIs殘留特征與其空間分布規律，利用冗余分析識別分布特征關鍵影響因素，同時利用物種敏感度分布(species sensitivity distribution, SSD)評估NNIs在水生生態系統中的生態風險。據我們所知，這是第一份系統記錄澄邁縣農業區地表水體中NNIs賦存和風險評估的研究報告，該研究結果將為區域農藥管理與風險管控提供有用信息。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

1.1.1 儀器設備

超高液相色譜三重四極桿串聯譜儀(ACQUITY UPLC-Xevo TQ-S，Waters公司，美國)，配有ACQUITY UPLC HSS T3色譜柱(2.1 mm×100 mm，1.8 μm)；電子天平(Mettler XS205，梅特勒-托利多儀器(上海)有限公司，中國)；OA-sys氮吹儀(Organomation公司，美國)；臺式冷凍離心機(Centrifuge 5417R，Eppendorf公司，德國)；HPLC級甲醇、乙腈、二氯甲烷(dichloromethane, DCM)購買自Thermo Fisher公司(美國)；Milli-Q純水(Milli-pore，美國)。其他常規化學試劑(分析純)均購買麥克林生化科技有限公司(上海，中國)。

1.1.2 試劑材料

啶蟲脒(ACE；99%)、噻蟲胺(clothianidin, CLO；99%)、噻蟲啉(thiacloprid, THA；99%)、吡蟲啉(IMI；99%)和噻蟲嗪(thiamethoxam, THM；99%)標準品均購自Aladdin試劑有限公司(上海，中國)。氘代物噻蟲胺-d3(clothianidin-d3, CLO-d3)、吡蟲啉-d4(imidacloprid-d4, IMI-d4)和噻蟲嗪-d3(thiamethoxam-d3, THM-d3)作為內標物(純度≥98%)購自C/D/N同位素公司(魁北克，加拿大)。

1.1.3 色譜分析條件

采用Waters-ACQUITY UPLC HSS T3色譜柱(2.1 mm×100 mm，1.8 μm)，柱溫為30 ℃，進樣量5 μL，流動相A 乙腈，流動相B 0.2%甲酸銨溶液；流速0.20 mL·min-1。梯度洗脫程序為：0～2.0 min，20% A；3.0～4.0 min，90% A；4.0～5.0 min，90%～20% A；5.0～6.0 min，20% A。運行時間6.0 min。

離子源為電噴霧離子源(electrospray ionization, ESI)正離子模式；離子源溫度為150 ℃；毛細管電壓為3.2 kV；霧化器用N2；脫溶劑溫度為500 ℃；脫溶劑氣流量為1 000 L·h-1；錐孔氣為150 L·h-1；多離子反應監測模式(multiion reaction monitoring, MRM)。5種目標物質及內標物的質譜參數及測定方法特性如表1所示。

表1 5種新煙堿類殺蟲劑(NNIs)物質及3種內標物的質譜參數和方法特性Table 1 Mass spectra parameters of neonicotinoid insecticides (NNIs) and their three deuterated compound and analytical performance of the used method

1.2 樣品采集

于海南澄邁縣(109°00' E～110°15' E，19°23' N～20°00' N)冬季蔬菜種植區設置28個采樣點位(S1～S28)，如圖1所示。采樣過程中，采集水面下方10～20 cm處水樣，將河流/溝渠入水口、中間段和出水口處水樣等體積混合，取1 L水于棕色玻璃瓶內，采樣時間為2020年1月。采樣點經緯度及當季種植作物如表2所示。

圖1 采樣示意圖Fig. 1 Sampling sites of Chengmai County

表2 采樣點位經緯度與當季種植作物Table 2 Longitude and latitude of sampling sites and crops type planted in the field

1.3 樣品前處理

參考文獻[19]方法對水體中NNIs進行檢測，即使用DCM通過液-液萃取來提取水樣中的NNIs。實驗過程為：將10 μL內標物(1 000 μg·L-1)加入到30 mL的水樣中，加入2.0 g NaCl，溶解混勻。加入10 mL DCM震蕩提取1 min，重復萃取3次。合并所有提取液，加入3 g無水硫酸鈉干燥，并以4 000 r·min-1離心5 min，將所有上清液旋轉蒸發至近干。采用1 mL乙腈復溶，經0.22 μm尼龍濾膜過濾，轉移至色譜瓶中以待UPLC-MS/MS分析。

1.4 水體理化性質分析

1.5 質量保證和質量控制(QA/QC)

在樣品分析過程中，采用方法空白、加標空白和平行樣進行質量保證和質量控制，即實驗過程中每14個樣品設置3個平行基質空白樣和3個平行基質加標回收樣。采用內標法定量，校正曲線相關系數均≥0.9915。加標空白水樣預處理后無目標物檢出?；|效應不顯著，純水加標樣品中NNIs回收率處于為71.1%～91.1%(表1)。以信噪比(S/N)為3和10分別計算方法檢出限(limits of detection, LODs)和定量限(limit of quantitations, LOQs)，目標物LOQs和LODs分別為0.0041～0.0061 ng·L-1和0.0123～0.0183 μg·L-1。實驗過程中玻璃器皿如錐形瓶、梨形瓶等先用乙醇溶液中浸泡，再用去離子水反復清洗，于105 ℃烘干后使用。

1.6 風險評估方法

參考文獻[19]中的生態風險評估(ecological risk assessment, ERA)方法評估NNIs的水生生態風險，即SSD曲線和風險商(risk quotient, RQ)聯合評估。評估過程為：先通過文獻及美國ECOTOX數據庫(https://cfpub.epa.gov/eco-tox/)獲取目標物的急性與慢性毒性效應數據(包括半最大效應濃度(concentration for 50% of maximum effect, EC50)/半致死濃度(semilethal concentration, LC50)和最大無影響濃度(NOEC))，采用數學模型(log-normal、log-logistic、Sigmoid和Gaussian等)擬合構建SSD曲線，并獲得曲線中的5%危害質量濃度(hazardous concentration for 5% of the species, HC5)值。其次，采用評估因子法計算無效應濃度(predicted no effect concentration, PNEC; μg·L-1)，即PNEC=HC5/FA，FA為評估因子(取值范圍為1～5)?；凇白顗那闆r”原則，FA取值5進行計算。最后，利用RQ評估生態風險程度。RQ計算公示為RQ=MEC/PNEC，其中MEC為實際測定化合物濃度，PNEC為無效應濃度。當RQ<0.1時，表示風險較低；當0.1≤RQ≤1時，表示存在一定的風險；當RQ>1時，表明存在不可接受的風險，急需風險消減措施與方案。

因NNIs在分子結構、理化性質及作用效應具有相似性，使用相對效能因子法(relative potency factor, RPF)[7, 21-22]將水樣中總體NNIs暴露效應均轉化為IMI等效暴露效應(IMIeq)，計算如公式(1)所示，每一種NNI的RPF值來源于文獻[22]。因此，以IMI毒性數據SSD曲線通過IMIeq來評估水體中NNIs的復合生態風險。

IMIeq=∑NNIi×RPFi=IMI+THM×9.5+
THA×14.3+CLO×5.82+ACE×0.8

(1)

式中：IMIeq是以IMI為等效當量總的NNIs累積暴露水平(μg·L-1)，NNIi是第i個NNI的濃度(μg·L-1)。

1.7 數據統計分析

2 結果與討論(Results and discussion)

2.1 NNIs的賦存與組成特征

研究區域水體中NNIs的殘留濃度和檢出頻率顯示(表3)，NNIs總濃度(∑5NNIs)范圍為0.30 μg·L-1(S3)至14.70 μg·L-1(S13)(中位數2.30 μg·L-1，平均濃度3.38 μg·L-1)，水體中100%檢出NNIs。IMI濃度范圍為0.04 μg·L-1(S5)至12.7 μg·L-1(S13)，檢出中位數濃度均最大，占總濃度的70.5%，均高于ACE、THM和CLO，是水體中最主要的NNI殘留種類。同樣地，ACE濃度為0.05 μg·L-1(S17)至6.30 μg·L-1(S24)，中位數濃度低于IMI，占總濃度的17.9%，也是水體中主要的NNI殘留種類。THA在水體的檢出濃度最低(中位數濃度0.01 μg·L-1)，檢出頻率僅為10.7%。值得注意的是，除了THA外，所有水體中檢出的濃度均高于美國設定的0.010 μg·L-1慢性閾值[22-23]，表明NNIs污染普遍存在于冬季蔬菜種植周圍地表水體中。此外，利用加拿大“水生生物保護水質指南：吡蟲啉”(0.230 μg·L-1，CCME，2007)[24]評價NNI污染，觀察到78.6%、50%水樣中IMI、ACE殘留濃度超過CCME指導值，顯示研究區域水體面臨較高的生態風險。

表3 澄邁冬季蔬菜種植區周圍地表水體中NNIs殘留濃度Table 3 Concentrations of NNIs in surface water from winter vegetable planting area in Chengmai County

就單體貢獻而言，平均貢獻順序為：IMI(70.5%)>ACE(17.9%)>THM(7.6%)>CLO(3.6%)>THA(0.4%)，其中IMI和ACE占NNIs總濃度達85%以上，顯示水體中IMI和ACE是主要NNIs污染物。一方面，IMI是研究區域冬季蔬菜種植過程中最早使用的NNIs種類，且持續使用多年，易長期殘留水體中(水體、水體-沉積物中半衰期(DT50)為30 d、129 d[25])；ACE也是冬季蔬菜種植中經常使用的NNIs種類，自2006年注冊使用以來，已逐步成為與IMI使用相當的NNIs種類。另一方面，因冬季溫度適宜、蔬菜密集種植，該區域蟲害高發，IMI和ACE是當地農戶偏好使用的NNIs類型(價格低廉且防蟲效果好)，使用極為頻繁，二者通過作物種子處理或者直接葉面噴施，并隨著農戶灌溉用水、天氣降水進入到周圍水體中。這些因素都極有可能造成該區域水體呈現IMI和ACE普遍殘留。此外，在研究水體中也觀察到一定含量的THM、CLO等NNIs的類型，平均濃度貢獻為7.7%和3.6%，這可以部分解釋為其注冊使用較晚且使用沒有IMI和ACE頻繁所致。

研究區域水體中IMI濃度最高，其次是ACE和THM，三者呈現較高檢出頻率與我國長江、珠江流域水體和松花江中報告非常相似(近100%檢出)[9-11, 22]。這也顯示研究水體中受到了第一代NNIs(IMI、ACE)和第二代NNIs(THM、CLO)的影響，這與我國大部分地區包括熱帶地區的NNIs經歷了極為相似市場化銷售模式和農藥使用歷史密切相關。此外，澄邁縣農資店銷售情況調查也證實ACE、IMI和THM是主要的使用種類，三者占據了當前注冊銷售>85%以上NNIs活性成分和制劑，而其他如CLO、THA構成的數量較少，這也解釋了為什么ACE、IMI和THM是該區域水體中常見的NNIs殘留種類，而CLO、THA檢出濃度低或較少檢出，這與我國長江、珠江流域水體中主要的NNIs殘

留種類一致[9-11]。就殘留水平及檢出情況而言，該區域水體中面臨更嚴重的NNIs污染，原因在于冬季蔬菜種植過程中NNIs既參與拌種也作為葉面噴施，且因冬季降雨不足較多依靠人工灌溉，這直接增加了種植過程中NNIs進入到周圍水體，形成高殘留和高檢出。

從檢出濃度來說，檢出NNIs總濃度(0.30～14.70 μg·L-1，平均濃度3.4 μg·L-1，中位數2.3 μg·L-1)遠高于美國中西部玉米、大豆種植區域水體(∑6NNIs中位數濃度0.0092 μg·L-1)[26]和澳大利亞悉尼農業區水體(∑5NNIs濃度0.06～4.5 μg·L-1，平均濃度0.118 μg·L-1)[27]及菲律賓稻田和附近水體(甜豌豆、水稻、香蕉和柑橘周圍水體中NNIs平均濃度為未檢出(ND)、0.00318、0.00318和0.00541 μg·L-1)[12]，低于美國南部高原農業種植區水體(ACE、THM平均濃度為2.3、3.6 μg·L-1)[28]和加拿大玉米種植期周圍地表水體(NNIs濃度范圍0.01～63 μg·L-1，CLO和THM平均濃度為4.6、7.7 μg·L-1)[29]。此外，水中NNIs組成類似于我國南方主要河流水體[9-11, 17]和松花江水體[22]，IMI、ACE和THM為優勢物質，但這顯著不同于美國中西部玉米、大豆種植區域水體(以CLO和THM為主)[26]和加拿大魁北克省玉米種植周圍水體(以THA和IMI為主，而ACE和CLO檢出較少)[29]?？傮w而言，澄邁冬季蔬菜種植周圍水體中呈現中等程度的NNIs污染。

2.2 NNIs空間分布特征

地表水體中NNIs空間分布情況顯示(圖2)，∑5NNIs、NNI單體之間空間分布呈現一定的差異。對于ACE(圖2(a))，東部地區呈現最高殘留，其次是中部區域，污染水平最低為西北區域。對于CLO(圖2(b))，中部地區呈現最高殘留，其次西南地區，東北部地區污染最低。對于IMI(圖2(c))，中部地區的污染最為嚴重，其次是東北、西南區域，污染水平最低的是西北區域，分布特征與∑5NNIs分布高度相似，這與IMI是水體中主要的NNIs殘留種類且貢獻占比超過70%密切相關。對于THM(圖2(d))，最高污染出現中部地區，其次東北和西南區域，污染水平最低出現在西北區域。對于THA，有少數污染出現在西北和東部區域，其他區域呈現較低污染，顯示澄邁冬季蔬菜種植過程中THA使用較少，這與其他NNIs種類明顯不同。值得注意的是，就分布區域來說，ACE、IMI和THM在空間分布上具有較高的空間一致性，整體呈現由中部地區向周圍區域污染降低的趨勢，最低污染出現在西北區域，且與∑5NNIs相一致，這與IMI、ACE和THM是主要的NNIs種類結果一致。

圖2 澄邁縣冬季蔬菜種植區地表水體NNI的空間分布特征注：(a) ACE；(b) CLO；(c) IMI；(d) THM；(e) THA；(f) ∑5NNIs。Fig. 2 Spatial distribution of individual NNI and their total concentration in surface water around winter vegetable planting area from Chengmai CountyNote: (a) ACE; (b) CLO; (c) IMI; (d) THM; (e) THA; (f) ∑5NNIs.

研究區域呈現IMI、ACE和THM、∑5NNIs在中部地區(集中規?；N植區，單一蔬菜種植面積>13.3 hm2)較東北、東南(中等或者分散種植區域，單一蔬菜種植面積<6.67 hm2)和西南地區(分散種植，單一蔬菜種植面積<3.33 hm2)更為嚴重。這可能與該區域冬季蔬菜種植規模和農民農藥使用方式(包括使用偏好)和交通運輸等有關。實地調研顯示，澄邁縣中部地區(S6～S20)呈現集中且大面積冬季蔬菜種植，是澄邁縣主要的冬季蔬菜種植區域(以農場種植和農戶大規模種植為主)。該區域處于海南第一大河流南渡江流域，且靠近322國道，河流灌溉用水和交通方便，是澄邁縣重要的冬季蔬菜供應地。在施藥行為上，該區域采用無人機與人工噴藥相結合的方式防治高發的病蟲害，而其他區域(種植面積中等且部分較為分散，單一蔬菜種植面積<6.67 hm2)，以個體農戶種植為主)多數采用人工噴藥，可能導致水體中NNIs污染較中部區域低。

2.3 NNIs分布的影響因素分析

2.3.1 理化性質

NNIs在研究區域水體中呈現較高的檢出濃度、檢出頻率可能與冬季蔬菜種植過程中田間大量使用NNIs防治害蟲有關，同時也與NNIs這些物質本身具有較高的水溶性、親水特性密切相關，這些特性使得田間土壤中的NNIs能夠隨水流快速遷移到周圍水體中[5, 9-11]。根據NNIs的溶解度(solubility in water,Sw)、辛醇-水分配系數(octanol-water partition coefficient, logKow)與水體中半衰期(half-degradation time in water, DT50)(數據來源Pesticide Properties DataBase)，Sw呈現THM(4 100 mg·L-1)>ACE(2 950 mg·L-1)>IMI(610 mg·L-1)>CLO(340 mg·L-1)>THA(184 mg·L-1)、NNIs親水性(logKow)順序為THM(-0.13)>IMI(0.57)>ACE(0.8)>CLO(0.905)>THA(1.26)和水體中持久性呈現THA(1 000 d)>CLO(40.3 d)>THM(30.6 d)>IMI(30 d)>ACE(4.7 d)，這與本研究水體中NNIs污染呈現IMI>ACE>THM>CLO>THA(表2)順序均不一致，顯示除了NNIs的理化性質外，其他因素如蔬菜種植類型和水質參數也會影響到水體中NNIs的殘留特征[10-11, 17]。

2.3.2 蔬菜種植種類

根據當季種植蔬菜特點，評估NNIs殘留與作物之間的關系。Mann-Whitney U檢驗結果表明∑5NNIs殘留濃度(平均濃度，中位數濃度)呈現為辣椒(3.890 μg·L-1，2.340 μg·L-1)>白菜(2.690 μg·L-1，0.84 μg·L-1)>豆角(1.520 μg·L-1，1.127.7 μg·L-1)>地瓜葉(0.30 μg·L-1，0.205 μg·L-1)(圖3)，這顯示不同蔬菜種植周圍水體中NNIs的殘留濃度不同，表明當季種植蔬菜及相應的蟲害防治影響了到周圍水體中的NNIs殘留水平。然而，不同作物種植下水體中NNIs的主要殘留種類相同，揭示該區域農戶在防治蟲害上選擇NNIs種類偏好較一致。值得注意的是，地瓜葉種植周圍水體中THA殘留較其他蔬菜不同，顯示地瓜種植過程中有一定量的THA用于蟲害防治。另外，中部地區有辣椒、白菜種植(有規?；N子包衣或拌種處理與葉面噴施(>333.3 hm2)，普遍人工灌溉)，直接反映了市場需求，而其他地區主要是白菜、豆角和地瓜葉等，反映的是個體農戶自己對蔬菜的需求，種植規?？傮w較小。因此，這些特點造成了農藥施加頻率和使用量中部區域遠高于其他地區，進而導致中部區域NNIs殘留高于其他區域。

圖3 澄邁不同蔬菜種植周圍地表水體中NNIs殘留濃度(a)及組成(b)Fig. 3 Concentration (a) and composition (b) of NNIs in surface water from different vegetable planting area in Chengmai County

2.3.3 環境參數的影響

圖4 NNIs和水質參數和TOC)的冗余分析Fig. 4 Redundancy analysis of NNIs and water quality parameters (pH, TN, TP, NH3-N, and TOC)

2.4 生態風險評價

水體中高檢出、高殘留的NNIs可能會對水生生物產生不利影響[3, 8, 13]，因此選擇IMI的101項急性(LC50或EC50，急性毒性測試期為4 d)試驗(33種水生物種)和187項慢性(NOEC，慢性毒性測試期不少于4 d)試驗(15種水生物種)生成急性和慢性SSD曲線(圖5，同一個物種具有多個毒性效應值，用其幾何平均值進行擬合)。在測試水生物種中，IMI急性毒性最敏感的生物是Cloeonsp.，急性毒性濃度為1.400 μg·L-1，而Misgurnusanguillicaudatus對IMI急性毒性耐受最強，急性毒性濃度為145 800 μg·L-1；慢性毒性測試中，最敏感的生物是Ceriodaphniadubia(0.305 μg·L-1)，耐受性最強的水生生物是Labeorohita(120 mg·L-1)。本研究中，SSD對應的急性HC5(R2=0.942)值為1.140 μg·L-1，95%置信區間(CI)為0.19～9.34 μg·L-1，而慢性HC5(R2=0.968)值為0.105 μg·L-1，95%置信區間為0.008～0.173 μg·L-1。本研究中，將單個NNI標準化為IMI含量，以此計算每個采樣點的標準化NNIs的總和(∑5IMIeq)，并與急性和慢性HC5比較，評估該區域的生態風險。結果顯示，∑5IMIeq為0.843～25.149 μg·L-1，超過95%、100%的水體高于急性和慢性HC5(95% CI)，這表明NNIs對水體中的水生生物均有顯著急性與慢性毒性風險。

圖5 水體中IMI的(a)急性毒性(EC50/LC50)和(b)慢性毒性(NOEC)物種敏感度分布曲線Fig. 5 Species sensitivity distribution (SSD) for (a) acute toxicity (EC50/LC50) and (b) chronic toxicity (NOEC) of IMI to aquatic organisms in surface water

基于急性、慢性SSD分布曲線結合風險商值法(RQ)結果表明，急性毒性效應中所有的水體呈現RQ>1。與此同時，慢性毒性效應中所有的水體也呈現RQ>1，顯示研究區域在冬季蔬菜種植過程中NNIs會對水生生物造成不可接受的風險。此外，Morrissey等[3]提出，地表水NNIs生態安全濃度需要控制在0.2 μg·L-1以下 (短期急性)或0.035 μg·L-1(長期慢性)，以避免對敏感水生無脊椎動物產生負面影響，然而研究區域水體中NNIs濃度100%水體中超過了短期急性與長期慢性推薦值。因此，急需風險消減措施及方案。

2.5 風險消減措施

當前，冬季蔬菜種植是該區域農民保產增收的重要保障，持續且密集的冬季蔬菜種植對NNIs等殺蟲劑需求仍旺盛，促使該區域仍然面臨NNIs高污染風險。結合冬季蔬菜種植實際，提出了如下NNIs風險消減措施。(1)強化NNIs源頭管理。澄邁農業植保/環保等有關部門可定期/不定期開展對當地農戶農藥的安全使用宣傳；同時，可建立專家驛站，形成扎根于基層植保隊伍，指導/引導農戶科學地、合理地使用NNIs，特別是在農戶科學用藥、蔬菜蟲害及時識別和適時用藥方面。此外，考慮到澄邁冬季蔬菜種植過程中多采用人工噴灑與無人機相結合的方式，因此需強化噴藥設備質量，形成高效的噴藥策略。(2)推廣使用可替代新型農藥，包括生物源/納米膠囊包裹緩釋農藥試劑，實行多類型農藥交替使用以減少抗藥性。(3)推廣生物防治措施/策略，定期釋放特定作物常見害蟲天敵(如薊馬中可使用白僵菌生物菌劑、寄生蜂等措施)以減少NNIs等農藥的使用。(4)農戶可利用好生物有機肥、生物炭等農業實踐，通過科學地調控這些物質的施用規模、施用周期及施用模式(單一/復合)等因素加速田塊間NNIs快速消減。(5)可在種植區與受納水體之間構建緩沖區，如種植水草、浮萍等高耐受性植物。