水生和陸生生物體中鹵系阻燃劑的差異性富集研究：以鯰魚和家鴿為例

任子賀，曾艷紅，唐斌，羅孝俊，黃晨晨，麥碧嫻

1. 中國科學院廣州地球化學研究所有機地球化學國家重點實驗室，廣州 510640 2. 中國科學院大學，北京 100049

近幾十年因電子電器垃圾釋放的污染物所引起的環境問題受到了科學家持續的關注。鹵系阻燃劑(HFRs)是其中的一類重要污染物[1]。HFRs主要有溴系和氯系兩大類。多溴聯苯醚(PBDEs)是一類常見的溴系阻燃劑，在2009年，其工業品五溴和八溴聯苯醚因其環境有害性被列入斯德哥爾摩公約的持久性有機污染物(POPs)清單[2]。2013年，六溴環十二烷(HBCD)被列入POPs公約，2017年，短鏈氯化石蠟(SCCPs)和十溴聯苯醚加入POPs公約。但是目前有越來越多的HFRs被大量地添加在各種電子電器產品中，包括溴系類阻燃劑十溴二苯乙烷(DBDPE)、四溴雙酚A(TBBPA)和六溴苯(HBB)；氯系類阻燃劑氯化石蠟(CPs)和德克隆(DP)等。目前，研究表明這些未禁用的HFRs也是具有環境持久性、生物可富集性及對生物和人體有潛在毒性[3]。

大量研究發現HFRs的生物富集存在種間差異性[4-5]。通常這種差異性歸咎于HFRs生物可利用性的不同和生物代謝。但是生物體不同的棲息環境也是影響HFRs生物富集的一個重要因素。然而目前有關不同棲息環境的生物體中HFRs的組成差異性研究報道很少。廣東省貴嶼鎮是中國南方地區一個典型的拆解廢棄電子垃圾的地區。該地區80%的居民從事著電子垃圾的回收活動[6]。粗放式的拆解方式使得該地區成為了一個HFRs高污染的地區[7-9]。因此，鑒于HFRs的潛在毒性，關于電子垃圾地區生物樣品中HFRs污染成為了當前環境研究的一個熱點。

鯰魚是貴嶼當地水環境中的一種普通魚類，而家鴿是當地飼養的一類常見飛禽。因此本研究以貴嶼地區鯰魚(水生生物)和家鴿(陸生生物)為研究對象，通過對水生和陸生樣品中HFRs的濃度和組成分析，了解HFRs在不同棲息環境生物樣品中的差異性富集情況。

1　實驗部分(Experimental section)

1.1　樣品采集與前處理

2013年12月在貴嶼電子垃圾回收地區(N 23°19′ 38″, E 116°21′39″)采集了鯰魚6條(246 g ± 49 g)和家鴿4只(451 g ± 51 g)。對于電子垃圾回收地區來說，電子垃圾是該地區HFRs的主要污染源。為了更好地研究生物的差異性富集行為，本研究同時采集了該地區4個灰塵樣品進行比較。生物樣品主要采集家鴿的胸肌和鯰魚的背部肌肉，冷凍之后立刻送回實驗室，第2天進行樣品萃取凈化處理；灰塵樣品用毛刷收集并用錫箔紙包裝保存。

樣品前處理：肌肉樣品冷凍干燥后研磨成粉狀，灰塵樣品冷凍干燥過篩。然后稱取適量干重樣品(鯰魚1.0 g；家鴿0.5 g；灰塵0.3 g)，添加回收率指示物(13C10-trans-chlordane, BDE77, BDE181, BDE205,13C12-BDE-209,13C12-α-, β-, γ-HBCD和13C-labeled TBBPA)后，用丙酮/正己烷混合溶劑(1:1, V/V)200 mL索氏抽提24 h。肌肉和灰塵樣品抽提液濃縮，轉換溶劑為正己烷，肌肉樣品定容至10 mL。肌肉樣品中取1 mL樣品用于脂肪含量測定(重量法)，剩余9 mL肌肉樣品和灰塵樣品分別均分成兩部分。第一部分樣品用來進行CPs, PBDEs, DBDPE, DP和HBB的分析檢測。該部分樣品先濃縮至1～2 mL，然后過弗羅里硅膠復合柱(i.d. = 1.0 cm) (從下往上：弗羅里硅土(20 cm)，中性硅膠(2 cm)，酸性硅膠(8 cm, 44% H2SO4, w/w)，無水硫酸鈉(2 cm))除脂肪和分離目標化合物。復合柱先用80 mL正己烷洗脫獲得PBDEs, DBDPE, DP和HBB第一組分，然后用60 mL二氯甲烷淋洗獲得CPs第二組分。洗脫液最后定容至300 μL，第一組分加內標(4-F-BDE67、3-F-BDE153和BDE128)用GC/MS測試，第二組分加內標(ε-HCH)用GC/MS測試。生物和灰塵第二部分樣品用來進行TBBPA和HBCDs的分析檢測。該部分樣品先轉化溶劑為正己烷，樣品先用濃硫酸處理，然后將樣品過硅膠柱(從下往上：中性硅膠(12 cm)，無水硫酸鈉(2 cm))，先用13 mL正己烷和5 mL正己烷/二氯甲烷混合溶劑(V∶V=1∶1)淋洗，該組分棄。然后用45 mL正己烷/二氯甲烷混合溶劑(V∶V=1∶1)淋洗并收集得TBBPA和HBCD組分。氮吹加標(18d-α-HBCD、18d-β-HBCD和18d-γ-HBCD)并用甲醇定容后用GC/MS檢測。

1.2　儀器分析及質量控制與保證

本次檢測的鹵代阻燃劑目標化合物包括：SCCPs, PBDEs(BDE28、47、66、85、100、99、138、154、153、183、196、197、203、208、207、206和209), DP(syn-DP和anti-DP), DBDPE, HBB, TBBPA和HBCDs。SCCPs的檢測采用安捷倫氣相色譜-質譜聯用儀(Agilent 6890GC-5975MS)負化學離子源(NCI)，選擇離子檢測(SIM)模式檢測，色譜柱為DB-5HT(15 m×0.25 mm×0.10 μm)，柱溫程序及數據分析方法見參考文獻[10]。PBDEs(BDE28、47、66、85、100、99、138、154、153)及HBB的定量采用安捷倫氣相色譜-質譜聯用儀(6890N GC-5975B MS)，負化學離子源(NCI)，SIM檢測模式。色譜柱為DB-XLB(30 m×0.25 mm×0.25 μm)。PBDEs(BDE 183、196、197、203、208、207、206和209)，DP和DBDPE的測定采用島津氣相色譜-質譜聯用儀(Shimadzu GCMS-QP2010)，負化學離子源(NCI)，選擇離子檢測(SIM)模式檢測，色譜柱為DB-5HT(15 m×0.25 mm×0.10 μm)。syn-DP, anti-DP, BDE209和13C-BDE209的定量檢測離子分別為651.8、653.8、486.7和494.7。其余化合物的定量離子為79，柱溫程序見參考文獻[11]。TBBPA和HBCDs的檢測采用安捷倫液相色譜三重四級桿質譜聯用儀(Agilent 1200LC- Agilent 6410MS)，色譜柱為A XDB-C18(50 mm×4.6 mm i.d., 1.8 μm, Agilent, CA)，儀器及數據分析方法見參考文獻[12]。

整個實驗過程所用玻璃器皿在450 ℃下灼燒后依次用色譜純溶劑丙酮、二氯甲烷和正己烷清洗。質量控制與保證包括方法空白及每個樣品添加回收率替代物等措施。方法空白中有痕量PBDE單體檢出，其含量低于樣品中相應化合物含量的1%，而其他目標化合物無檢出。回收率替代物CPs (13C10-trans-chlordane), PBDEs (BDE77, BDE181, BDE205,13C12-BDE209), TBBPA (13C-TBBPA), HBCDs (13C-α-, β-, γ-HBCD)的回收率范圍分別為63%～98%、72%～117%、50%～108%和66%～107%。在樣品分析時，用已知濃度標樣檢查儀器的靈敏度和穩定性。

2　結果與討論(Results and discussion)

2.1　鹵系阻燃劑含量水平

各鹵系阻燃劑在生物樣品中的含量如表1所示。顯然，水生鯰魚樣品中SCCPs濃度要遠遠高于陸生家鴿中SCCPs濃度。與文獻研究比較，家鴿中SCCPs濃度遠高于北極海鳥中相應濃度(范圍為95～880 ng·g-1脂肪重(lw)，均值為345 ng·g-1lw)[13]，但與電子垃圾區留鳥中SCCPs濃度(4 000～17 000 ng·g-1lw)相當[14]。鯰魚中SCCPs濃度(11 400～70 400 ng·g-1lw，810～4 400 ng·g-1濕重(ww))要遠遠高于文獻報道其他魚類樣品中SCCPs含量，如挪威(100～1 700 ng·g-1lw)[15]，歐洲(28～ 140 ng·g-1lw)[13]和中國大連(23～842 ng·g-1ww)[16]。

17個被檢出的PBDE單體在樣品中的檢出率為100%。與文獻研究比較，家鴿中PBDEs濃度高于廣東清遠電子垃圾回收地區陸生鳥類中PBDEs的含量(530～15 000 ng·g-1lw)[17]，而鯰魚中PBDEs含量與浙江臺州電子垃圾回收地區魚類中PBDEs含量(702～12 600 ng·g-1lw)相當[18]。鯰魚中較高濃度的SCCPs，而家鴿中較高濃度的PBDEs的現象可能與SCCPs和PBDEs不同的環境行為有關。SCCPs與PBDEs比較，SCCPs的親水性更強，可以更大比例地分配在水環境中(水中溶解度SCCPs為0.49～1 260 μg·L-1；PBDEs為< 1 ～ 13 μg·L-1)[19-20]，因此水生鯰魚易于富集較高濃度的SCCPs；而親脂性較強的PBDEs(LogKOW：PBDEs為5.53～9.97，SCCPs為4.8～7.6)[21-22]主要存在于顆粒物中，家鴿較容易通過陸地環境的攝食暴露等途徑富集。

DP和DBDPE作為十溴聯苯醚工業品的替代阻燃劑。研究發現生物樣品中DP含量明顯高于DBDPE的含量，可能與DBDPE較低的生物可利用性有關，如較大的分子結構和較低的水溶性。與PBDEs富集情況相似，DP和DBDPE在家鴿中的含量明顯高于鯰魚中相應化合物的含量，以上結果可能與DP、DBDPE和PBDEs相似的物理化學性質有關(LogKOW：DP為9.3，DBDPE為11.1，deca-BDE為9.97)[3]。

TBBPA、HBCDs和HBB在家鴿樣品中未檢出，而在鯰魚中100%檢出。與本研究的其他目標化合物比較，鯰魚中TBBPA、HBCDs和HBB的含量與DP和DBDPE含量相當，但遠遠低于PBDEs和CPs。目前關于鯰魚和家鴿中DBDPE的濃度還少見報道。家鴿和鯰魚中TBBPA、HBCDs和HBB差異性富集的情況有待更多的科學研究。

2.2　鹵系阻燃劑的組成特點

為了更好地研究HFRs的生物富集特征，本研究同時分析了生物樣品采集地區的灰塵中HFRs的組成。如圖1所示，生物樣品中HFRs的組成與環境樣品灰塵中組成不同，且家鴿和鯰魚樣品中HFRs的組成也明顯不同。灰塵樣品中HFRs主要以PBDEs(67.7%)為主，依次是其他鹵系阻燃劑(簡稱OHFRs，包括DP, DBDPE, TBBPA, HBCDs和HBB；共26.0%)和SCCPs(6.3%)。鯰魚中主要污染物是SCCPs(89.4%)，其次是PBDEs(10.3%)和OHFRs(0.3%)。而家鴿中PBDEs(52.5%)和SCCPs(44.4%)的含量相當，OHFRs(3.2%)的含量最少。從前文討論可發現，SCCPs水溶性比PBDEs高，因此SCCPs的生物可利用性比PBDEs高。所以，與環境樣品比較，生物樣品中SCCPs百分含量升高而PBDEs百分含量降低可能與SCCPs較強的生物可利用性有關。根據前文分析，生物樣品中主要化合物SCCPs和PBDEs百分組成的差別與鯰魚和家鴿不同的棲息環境有關，及水生鯰魚更容易富集較多的水溶性較強的化合物(如SCCPs)，而陸生家鴿則更容易富集較多的疏水性強的化合物(如PBDEs)。因此，不同生活環境及化合物不同的環境遷移能力使得家鴿和鯰魚中污染物的組成存在差別。

鯰魚與灰塵中SCCPs組成基本相似，百分含量依次為C13-CPs > C12-CPs > C11-CPs > C10-CPs。盡管家鴿樣品中SCCPs也是以C13-CPs和C12-CPs為

主(65.8% ± 5.6%)，但是家鴿中SCCPs組成依次為C12-CPs > C13-CPs > C11-CPs > C10-CPs。以上結果表明生物體中更多地富集碳數多的SCCPs，而該現象與高碳數SCCPs本身較高的KOW有關[23]。本研究中SCCPs的組成特征并非水生鯰魚中富集較多的低碳數SCCPs而陸生家鴿中富集較多的高碳數SCCPs，可能與SCCPs較強的生物可利用性有關(LogKOW為4.8～7.6)[21]，但家鴿和鯰魚中不同的SCCPs組成表明SCCPs的生物富集存在物種差異性。其實不僅水生和陸生樣品中SCCPs組成不同，就是不同水生樣品中SCCPs組成也不同，例如文獻報道波羅的海魚類樣品中SCCP的組成以C13-CPs為主[24]，但是Ma等[23]報道中國北部海洋食物鏈中生物以C10-和C11-CPs為主。

圖1　灰塵和生物樣品中HFRs組成注：OHFRs包括DP, DBDPE, TBBPA, HBCDs和HBB。Fig. 1　Relative contributions of HFRs in dust and biotasNote: OHFRs includes DP, DBDPE, TBBPA, HBCDs and HBB.

家鴿Pigeon鯰魚Catfish范圍Range平均值Mean范圍Range平均值MeanSCCPs4700～11000760011400～7040030800PBDEs2900～4700017000810～80002300DP60～6200160010～2314DBDPE7～21143.4～147.1TBBPA未檢出Notdetected5.6～10137.2HBCDs未檢出Notdetected8.6～5521.2HBB未檢出Notdetected4.6～9.76.2

注：SCCPs為短鏈氯化石蠟，PBDEs為多溴聯苯醚，DP為德克隆，DBDPE為十溴二苯乙烷，TBBPA為四溴雙酚A，HBCDs為六溴環十二烷，HBB為六溴苯。

Note: SCCPs stands for short chain chlorinated paraffins; PBDEs stands for polybrominated diphenyl ethers; DP stands for dechlorane plus; DBDPE stands for decabromodiphenyl ethane; TBBPA stands for tetrabromobisphenol A; HBCDs stands for hexabromocyclododecane; HBB stands for hexabromo-benzene.

與SCCPs類似，樣品中PBDE組成也不同(圖2)。顯然，BDE209是灰塵樣品中最主要的單體(78.8%)，但其百分含量在家鴿(34.5%)和鯰魚(4.8%)樣品中顯著降低，結果暗示BDE209較低的生物可利用性。家鴿與鯰魚比較，家鴿樣品中高溴代單體(七溴～十溴代單體)百分含量高于鯰魚中相應單體百分含量，而鯰魚中低溴代單體(三溴～六溴代單體)百分含量高于家鴿中相應化合物百分含量(圖2)，結果表明水生生物較容易富集低溴代PBDEs，而陸生生物可以較多地富集高溴代PBDEs，該實驗結果與PBDEs隨著溴原子取代數目的減少而水溶性增強的現象相吻合[20]。

圖2　灰塵和生物樣品中PBDE單體百分組成Fig. 2　PBDE profiles in dust and biotas

圖3　灰塵和生物樣品中fanti值注：fanti = anti-DP/(anti-DP + syn-DP))。Fig. 3　Boxplot of the fanti values in dust and biotasNote: fanti = anti-DP/(anti-DP + syn-DP)).

如圖3所示，鯰魚和家鴿樣品中DP組成(fanti= anti-DP/(anti-DP + syn-DP))不同。家鴿fanti(0.70 ± 0.03)稍低于灰塵fanti(0.72 ± 0.06)，而鯰魚中fanti(0.56 ± 0.01)要顯著低于家鴿fanti(ANOVA: P < 0.001)。盡管家鴿fanti與灰塵fanti不存在顯著性差異，可能與樣品量少有關。但總體而言，與anti-DP比較，生物樣品富集更多的syn-DP，而鯰魚相比家鴿則富集更大比例的syn-DP。雖然目前還沒有關于anti-DP和syn-DP的溶解度的單獨的報道，但是根據化合物在DB-XLB毛細管色譜柱上的流出順序，可以初步判斷syn-DP(先流出)水溶性比anti-DP(后流出)水溶性大，因此，DP在生物樣品中的組成模式與PBDEs類似，即相比家鴿而言，鯰魚較多的富集水溶性較大(或者KOW較小)的化合物。

綜上所述，鯰魚和家鴿中HFRs的富集模式不同：鯰魚中富集較高濃度的SCCPs而家鴿中富集較高濃度的PBDEs，表明水生生物較多地富集親水性強的污染物而陸生生物較容易富集較大比例的親脂性強的化合物。與環境樣品(灰塵PBDEs含量最高)比較，生物樣品中SCCPs較高的百分組成表明SCCPs比PBDEs生物可利用性強。鯰魚和家鴿中不同的PBDEs和DP單體組成模式進一步表明，水生生物較多地富集水溶性較大(或者KOW較小)的化合物，陸生生物中則較容易富集疏水性較強的化合物。而以上水生和陸生生物體中污染物的差異性富集現象可能與化合物因不同物理化學性質導致的不同環境遷移行為有關。

參考文獻(References)：

[1]Robinson B H. E-waste: An assessment of global production and environmental impacts [J]. Science of the Total Environment, 2009, 408(2): 183-191

[2]Wang B, Iino F, Yu G, et al. The pollution status of emerging persistent organic pollutants in China [J]. Environmental Engineering Science, 2010, 27(3): 215-225

[3]Covaci A, Stuart H, Mohamed A E A, et al. Novel brominated flame retardants: A review of their analysis, environmental fate and behaviour [J]. Environment International, 2011, 37(2): 532-556

[4]Sun Y X, Xu X R, Hao Q, et al. Species-specific accumulation of halogenated flame retardants in eggs of terrestrial birds from an ecological station in the Pearl River Delta, South China [J]. Chemosphere, 2014, 95: 442-447

[5]Chen D, Hale R C, Watts B D, et al. Species-specific accumulation of polybrominated diphenyl ether flame retardants in birds of prey from the Chesapeake Bay region, USA [J]. Environmental Pollution, 2010, 158(5): 1883-1889

[6]Li Y, Xu X J, Liu J X, et al. The hazard of chromium exposure to neonates in Guiyu of China [J]. Science of the Total Environment, 2008, 403(1-3): 99-104

[7]Luo Q, Wong M H, Wang Z J, et al. Polybrominated diphenyl ethers in combusted residues and soils from an open burning site of electronic wastes [J]. Environmental Earth Sciences, 2013, 69(8): 2633-2641

[8]Iryna L, Harrad S, Santillo D, et al. Levels and distribution of polybrominated diphenyl ethers in soil, sediment and dust samples collected from various electronic waste recycling sites within Guiyu Town, southern China [J]. Environmental Science-Processes & Impacts, 2013, 15(2): 503-511

[9]Gao S T, Wang J Z, Yu Z Q, et al. Hexabromocyclododecanes in surface soils from e-waste recycling areas and industrial areas in South China: Concentrations, diastereoisomer- and enantiomer-specific profiles, and inventory [J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(6): 2093-2099

[10]陳滿英, 張秀藍, 余樂洹, 等. 沉積物中氯化石蠟與多氯聯苯的分離及氣相色譜-質譜檢測[J]. 分析測試學報, 2012(6): 651-657, 663

Chen M Y, Zhang X L, Yu L H, et al. Separation and determination of chlorinated paraffin and polychlorinated biphenyls in sediment by GC-MS [J]. Journal of Instrumental Analysis, 2012(6): 651-657, 663 (in Chinese)

[11]林崢, 麥碧嫻, 張干, 等. 沉積物中多環芳烴和有機氯農藥定量分析的質量保證和質量控制[J]. 環境化學, 1999(2): 115-121

Lin Z, Mai B X, Zhang G, et al. Quality assurance/quality control in quantitative analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons & organochlorine pesticedes in sediments. [J] Environmental Chemistry, 1999(2): 115-121 (in Chinese)

[12]Feng A H, Chen S J, Chen M Y, et al. Hexabromocyclododecane (HBCD) and tetrabromobisphenol A (TBBPA) in riverine and estuarine sediments of the Pearl River Delta in southern China, with emphasis on spatial variability in diastereoisomer-and enantiomer-specific distribution of HBCD [J]. Marine Pollution Bulletin, 2012, 64(5): 919-925

[13]Reth M, Ciric A, Christensen G N, et al. Short- and medium-chain chlorinated paraffins in biota from the European Arctic - differences in homologue group patterns [J]. Science of the Total Environment, 2006, 367(1): 252-260

[14]Luo X J, Sun Y X, Wu J P, et al. Short-chain chlorinated paraffins in terrestrial bird species inhabiting an e-waste recycling site in South China [J]. Environmental Pollution, 2015, 198: 41-46

[15]Borgen A R, Schlabach M, Kallenborn R, et al. Polychlorinated alkanes in fish from Norwegian freshwater [J]. The Scientific World Journal, 2002, 2: 136-140

[16]Yu J C, Wang T, Wang Y W, et al. Levels and distribution of short chain chlorinated paraffins in seafood from Dalian, China [J]. Environmental Science, 2014, 35(5): 1955-1961

[17]Sun Y X, Luo X J, Mo L, et al. Brominated flame retardants in three terrestrial passerine birds from South China: Geographical pattern and implication for potential sources [J]. Environmental Pollution, 2012, 162: 381-388

[18]Labunska I, Harrad S, Wang M J, et al. Human dietary exposure to PBDEs around e-waste recycling sites in Eastern China [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(10): 5555-5564

[19]Boer C, Jacob Boer T, El-Sayed H, et al. Chlorinated Paraffins [M]// The Handbook of Environmental Chemistry. Berlin: Springer, 2010, 10: 1-40

[20]US EPA. An exposure assessment of polybrominated diphenyl ethers. EPA/600/R-08/086F [R/OL]. [2017-07-20]. ofmpub.epa.gov/eims/eimscomm.getfile?p_download_id=496489, 2010.

[21]Sijm D, Sinnige T L. Experimental octanol/water partition coefficients of chlorinated paraffins [J]. Chemosphere, 1995, 31(11-12): 4427-4435

[22]Wania F, Dugani C B. Assessing the long-range transport potential of polybrominated diphenyl ethers: A comparison of four multimedia models [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2003, 22(6): 1252-1261

[23]Ma X D, Zhang H J, Wang Z, et al. Bioaccumulation and trophic transfer of short chain chlorinated paraffins in a marine food web from Liaodong Bay, North China [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(10): 5964-5971

[24]Reth M, Zencak Z, Oehme M. First study of congener group patterns and concentrations of short- and medium-chain chlorinated paraffins in fish from the North and Baltic Sea [J]. Chemosphere, 2005, 58(7): 847-854