聚氯乙烯和橡膠中化學成分的浸出行為及生態毒性

劉建超,胡雍容

聚氯乙烯和橡膠中化學成分的浸出行為及生態毒性

劉建超*,胡雍容

(河海大學環境學院,淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室,江蘇 南京 210098)

為探究塑料中化學成分的浸出行為及其生態毒性,以環境中廣泛存在的聚氯乙烯(PVC)和橡膠(CTR)為研究對象,篩選25種有機塑化劑和15種金屬作為目標物質,分析其在PVC和CTR材料中的浸出潛能,利用大型溞的急性致死效應和慢性亞致死效應(心率、胸肢跳動和游泳活性)表征了PVC和CTR浸出液的生態毒性效應.結果表明,PVC和CTR浸出液中共檢出21種化學成分,其中鄰苯二甲酸二異丁酯(DiBP)、鄰苯二甲酸二(2-甲氧基)乙酯(DMEP)、雙酚A(BPA)、雙酚F(BPF)、Ca和Zn的浸出濃度較高.CTR中浸出的塑化劑和金屬總濃度分別是PVC的8.8倍和1.2倍,且CTR中浸出的新型塑化劑BPF濃度達到3.51 μg/g,顯著高于BPA的浸出濃度.對比不同條件下浸出的物質量差異,發現光照能夠加速PVC和CTR中DiBP、Zn和Ca等物質的釋放,其賦存狀態還受到細菌作用的干擾.CTR浸出液對大型溞的急性致死效應明顯,48h半數致死濃度(LC50)為浸出原液的19.1%.慢性暴露條件下,PVC浸出液對大型溞心率、胸肢跳動和游泳活性產生明顯抑制作用,并造成大型溞肢體肥大.PVC和CTR等塑料顆粒不斷排放,并在環境中累積,其生物毒害效應不容忽視.

聚氯乙烯；橡膠；浸出液；大型溞；生態毒性

塑料廣泛應用于人類的日常生活與生產中[1],在全球海洋、淡水、土壤等環境介質中大量賦存[2],并不斷破碎形成微塑料,釋放添加劑,對全球生態系統健康產生潛在負面影響[3].聚氯乙烯(PVC)作為全球年產量最高的塑料之一,廣泛應用于管道、工業配件、電纜等產品制造工業[4].2020年,我國PVC的年產量已達到2000萬t[5].PVC為不可降解塑料,其化學法回收工藝復雜、成本較高,用焚燒法處理時會向空氣中釋放二噁英和氯化氫等有害氣體[6],造成空氣污染[7].橡膠(CTR)作為三大高分子材料之一,含鄰苯二甲酸酯類、脂肪二元酸酯類增塑劑,在輪胎、床墊、體育設施中使用廣泛.輪胎等產品在使用過程中磨損速度快,微粒形成量大.這2類材料在環境殘留高、不斷老化形成微粒,隨降雨徑流進入河湖系后與其它污染物形成復合污染效應[8],對水生態系統安全產生負面影響.

在PVC和CTR等高分子材料生產過程中會添加增塑劑、緩凝劑、粘合劑和活化劑等,這些物質在材料自然老化過程中不斷被釋放[9-10].研究發現, PVC和CTR能夠浸出雙酚A(BPA)和鄰苯二甲酸鹽(PAEs)等物質[11],這些物質釋放到環境后對水生生物和人類產生不利影響[12].Wei等[13]發現鄰苯二甲酸(2-乙基)己酯(DEHP)會降低大型溞的抗氧化能力,對大型溞的24h-LC50為0.83mg/L.BPA和DEHP被人類攝取后也會干擾其內分泌代謝,并對人類健康產生不利影響[14].Al-Odaini等[15]在淡水和海水環境中發現了阻燃劑(六溴環十二烷(HBCD))的存在,其在聚苯乙烯泡沫(EPS)使用過程中隨著材料的老化不斷從內部向表面遷移,并溶出到環境[16-17].PVC和CTR不僅能浸出塑化劑等有機物,還能釋放Zn等多種金屬物質[18],高濃度的鋅能夠抑制生物的乙酰膽堿酯酶活性[19],并對水生生物的存活和繁殖產生不利影響[20].現有研究缺乏對PVC和CTR浸出液中PAEs、BPs及金屬單體成分及濃度分析,浸出物質對水生生物的毒性效應仍需進一步開展.

本研究以水環境中檢出率較高的25種塑化劑和15種金屬為目標物,分析PVC和CTR材料在水環境中的浸出成分,探究不同稀釋程度下浸出液對大型溞的急、慢性毒理效應,分析毒理效應與浸出物之間的關系,以期為生物種群資源保護和塑料的污染防控提供基礎數據.

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

橡膠顆粒(粒徑2.0mm),為汽車輪胎,購自于華益橡膠公司;PVC顆粒(粒徑2.0mm),為硬質PVC飲用水管,來自于市場五金店,人工破碎;甲醇和二氯甲烷等試劑購自于Merk公司,純度高于99%;內標物質103Rh、115In,購自美國Agilent公司:質量濃度均為100mg/L.

混合標準溶液包括16種鄰苯二甲酸酯類(PAEs):鄰苯二甲酸二甲酯(DMP)、鄰苯二甲酸二乙酯(DEP)、鄰苯二甲酸二異丁酯(DiBP)、鄰苯二甲酸二正丁酯(DnBP)、鄰苯二甲酸二(2-甲氧基)乙酯(DMEP)、鄰苯二甲酸丁基卞酯(BBP)、鄰苯二甲酸二(4-甲基-2-戊基)酯(BMPP)、鄰苯二甲酸二正辛酯(DNOP)、鄰苯二甲酸二壬酯(DNP)、鄰苯二甲酸二烯丙酯(DAP)、鄰苯二甲酸二異癸酯(DPHP)、鄰苯二甲酸二環己酯(DCHP)、鄰苯二甲酸二(2-丁氧基)乙酯(DBEP)、DEHP、鄰苯二甲酸二(2-乙氧基)乙酯(DEEP)、鄰苯二甲酸二己酯(DHXP);9種雙酚類物質(BPs):雙酚(BPF)、BPA、雙酚S(BPS)、雙酚AF(BPAF)、聚氧乙烯醚(BPE)、雙酚Z(BPZ)、雙酚AP(BPAP)、雙酚B(BPB)、四溴雙酚A(TBBPA);15種金屬:Mg、Ca、Cr、Mn、Fe、Ni、Cu、Zn、As、Se、Mo、Cd、Sn、Hg和Pb,購自百靈威科技有限公司.

1.2 PVC和CTR塑料浸出實驗

實驗所用水樣取自南京某生態公園塘水,該公園生態塘無污染源排放,不與外界河流連通,水質優良.水樣品取完立即送回實驗室,用砂濾和1.2μm的玻璃纖維濾膜進行真空過濾,去除水樣中顆粒性雜質.過濾后的水樣分成2份,一份進行高溫滅菌處理,一份不做處理.

表1 暴露組設置情況

將PVC和CTR顆粒過篩,用清水清洗并干燥后分別稱取5.0g樣品,放入250mL錐形瓶中,每個錐形瓶加入200mL預處理后的水樣,并設置塘水對照組,每組設置3個平行,實驗組別設計見表1.為模擬河底黑暗環境,設置黑暗實驗組,該組用錫紙把錐形瓶包裹起來(不留空隙),且用錫紙封住瓶口,以免雜質進入.然后將所有的錐形瓶放到振蕩培養箱中進行浸出實驗.振蕩培養箱的具體參數設置為:溫度25℃;振蕩速度125r/min;光照強度2000lx.浸出42d后,從錐形瓶中用移液管移取10mL浸出液放入玻璃試管以備液-液萃取.對水樣進行處理提取塑化劑參考Capolupo等[19]的方法,具體步驟如下:從10mL浸出液中取5mL樣液加入2mL的二氯甲烷(DCM),渦旋1min,然后離心2min(轉速2000r/min).離心后,用針管吸取下層水樣放入干凈試管中,重復上述步驟2次.在水樣試管中再加入2mL的正己烷,渦旋1min,離心2min(轉速2000r/min),再重復操作2次.然后合并4次提取溶液,加入1g無水硫酸鈉(Na2SO4)干燥24h,取上清液放入棕色玻璃瓶并氮吹至0.5mL,然后用0.22μm濾膜過濾,以備液質聯用儀檢測分析.剩余的5mL浸出液直接放入棕色玻璃瓶用于金屬組分濃度的測定.

1.3 儀器檢測與分析

1.3.1 16種PAEs和9種BPs的檢測方法 PAEs和BPs均采用超高效液相色譜-三重四級桿串聯質譜聯用儀(型號:Waters ACQUITY UPLC Xevo TQ)進行定性定量分析,該系統配有電噴霧離子源.采用規格為2.1mm×100mm×1.7μm的ACQUITY BEH C18色譜柱,柱溫設定為40℃.PAEs流動相:A為水:甲醇 (98:2)+0.05% FA(甲酸),B為乙腈,流動相梯度見表2.樣品進樣體積為5μL,流速0.4mL/min.質譜條件:采用離子電噴霧正離子(ESI+),多反應離子監測(MRM)模式.設定離子源溫度為150℃,毛細血管電壓3.5kV;BPs流動相:A為0.01%(體積比)的氨水溶液,B為乙腈,流動相梯度見表2.樣品進樣體積為5μL,流速為0.3mL/min.質譜條件:采用離子電噴霧負離子(ESI-),多反應離子監測(MRM)模式;設定離子源溫度為150℃,毛細管電壓3.0kV.

表2 PAEs和BPs流動相梯度

1.3.2 金屬物質的測定 將浸出液用超純水稀釋,然后加入103Rh和115In作為內標.金屬采用電感耦合等離子體質譜儀(型號:Thermofish iCAPQ)進行定性、定量分析.儀器條件設置為:檢測模式(KED),射頻功率1543W,載氣流速1.038L/min,氦氣流量4.88L/min,采樣深度5mm,蠕動泵轉速40r/min,重復取樣3次,霧化器壓力3.418bar,霧化室溫度2.7℃.

1.3.3 質量控制與保證 整個前處理和分析過程中進行嚴格的質量控制程序,設置溶劑空白、清水空白、方法空白.標準曲線的濃度范圍為0.1～200μg/L,線性相關系數R2>0.99,以3倍信噪比(=3)確定方法檢出限(LOD),以10倍信噪比(=10)確定方法定量限(LOQ),塑化劑和金屬的檢出限(LOD)和檢測限(LOQ)結果如表3、表4所示.通過10,100μg/L的PAE和BPs加標回收實驗發現,16種PAEs和9種BPs的前處理方法平均回收率為79.8%～118.2%,相對標準偏差(RSD)為0.9%～10.2%,空白樣品中目標物成分未檢出或低于檢測線,滿足檢測的基本要求.

表3 塑化劑的檢出限LOD及檢測限LOQ(ng/L)

表4 金屬物質的定量限LOD(μg/L)

1.4 大型溞毒性實驗

1.4.1 受試動物 大型溞()由中國科學院武漢水生生物研究所提供.實驗開始前,大型溞在實驗室馴化3代,馴化介質為曝氣24h的純凈水.環境條件為溫度:(20±1)℃;光暗周期:16h:8h;光照強度2000lx.大型溞每天定時喂食斜生柵藻()濃縮液,投喂密度為5.0× 104cell/mL.

1.4.2 實驗方法 毒性暴露濃度設置:選擇PVC和CTR濃度較高的黑暗殺菌環境浸出液為暴露溶液,黑暗殺菌塘水組為溶劑對照,清水作為空白對照.實驗開始前對浸出液進行過濾(玻璃濾膜規格為:0.45μm),去除浸出液中的雜質,避免塑料微粒干擾實驗結果.試驗稀釋水均為曝氣純凈水.實驗共設有PVC和CTR不同稀釋程度浸出液10組(P0～P4和C0～C4)對照組分別為黑暗殺菌溶劑對照(D0～D4)和空白對照(W)具體情況見表5.

表5 暴露組中濃度設置

急性實驗:參照OECD 211標準方法進行[21].取6～24h的幼溞進行急性暴露實驗.在100mL燒杯中加入50mL稀釋好的浸出液,隨機加入5只溞齡在6～24h的健康幼溞,每個濃度設置4個平行,將燒杯放入人工光照培養箱進行培養,溫度保持在(20.0±1)℃,光暗比16h:8h,設置光照強度為2000lx.急性毒性實驗周期為48h,分別在第24,48h記錄大型溞受抑制情況(振蕩試驗溶液,在15s內無反應,即為受抑制)和死亡率.實驗過程中不喂食,不換液.

慢性實驗:參照OECD211標準方法進行[21].在急性毒性實驗的基礎上進行7d慢性毒性實驗,每天喂食斜生柵藻,喂食密度為5.0×104cell/mL,每隔24h記錄大型溞存活情況.暴露7d結束,進行心率、胸肢跳動、游速和體長等指標測定.

1.4.3 測定項目 心率和胸肢跳動:利用體式顯微鏡對大型溞進行1min左右的錄像,然后使用計數器對大型溞胸肢、心臟跳動次數進行計數,每組計3次,結果換算成“次/min”[22-23].

體長:在顯微鏡下用目微尺測量母溞體長,母溞身體與刻度尺平行,記錄其對應的刻度(包括尾刺)[24].

游速:參考郭婧穎等[25]的方法,將大型溞放入培養皿,加入剛好沒過大型溞身體的水量,使其只能水平游動,錄制其游動的視頻,再將視頻導入tracker軟件測量游泳軌跡、速度和加速度.

1.5 數據統計方法

使用Excel2016對實驗數據進行整理,用SPSS計算各組均值及標準偏差,并進行單因素方差分析,用Origin2017進行繪圖,并計算半致死濃度LC50及95%置信區間.

2 結果與討論

2.1 PVC和CTR浸出液的主要成分檢測

在PVC和CTR顆粒浸出液中共檢測了40種化學成分,其中21種化學成分在PVC浸出液中被檢出,包括7種PAEs(DMP、DEP、DiBP、DnBP、DMEP、DNOP和DNP)、4種BPs(BPF、BPA、BPS和BPAF)和10種金屬(Ca、Cr、Mn、Fe、Ni、Cu、Zn、Se、Mo和Sn),其他5種金屬(Mg、As、Cd、Hg、Pb)檢出含量低于檢出限或未檢出,忽略不計.以實驗組C1～C4為塘水污染物背景值,各浸出實驗組扣除背景值后發現,PVC浸出的總塑化劑量為0.46～ 2.73μg/g,其中DMP(最大浸出濃度0.61μg/g)、DEP(0.52μg/g)、DiBP(2.71μg/g)、DMEP(1.16μg/g)和BPA(0.89μg/g)的浸出量較高.PVC浸出液中金屬總質量為0.89～1066.07μg/g,其中Ca和Zn的浸出含量較高,分別為953.79μg/g和4.54μg/g.

在CTR浸出液中共檢出19種化學成分,包括7種PAEs(DMP、DEP、DiBP、DnBP、DMEP、DNOP和DNP)、4種BPs(BPF、BPA、BPS和BPAF)和8種金屬(Ca、Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Se和Mo),其他7種金屬(Mg、As、Cd、Hg、Pb、Fe、Sn)檢出含量遠低于檢出限或未檢出,忽略不計.CTR浸出的總塑化劑量為10.34～17.68μg/g,其中DMEP和BPF的浸出量較高,最高浸出濃度分別達到13.22μg/g和3.51μg/g.CTR浸出的金屬質量在35.50～1127.89μg/g之間,其中Ca和Zn的浸出含量仍然較高,分別為898.77,102.79μg/g.本實驗中PVC和CRT浸出的PAEs、BPs和金屬的種類與Marco等[26]進行的PVC和CTR浸出實驗結果相似.PVC和CTR中Ca、Zn的檢出濃度較高,可能與PVC和CTR制備過程中投加了大量用于提高材料熱穩定性的鈣鋅穩定劑有關[27].DiBP和BPA是PVC浸出液中最主要的塑化劑,而CTR浸出液中的塑化劑成分主要是DMEP、BPF和BPA,這些物質都是水環境中廣泛檢出的高濃度新污染物.在對我國多處水系進行PAEs測定發現,部分地表水體中的DiBP濃度已經達到了μg/L級別[28],如九龍江的DiBP濃度范圍高達2.28～ 3.81mg/L[29].BPF作為BPA的替代品,在塑料制品中廣泛使用,我國太湖水體中BPF平均濃度已達到140ng/L[30].塑化劑在水體環境中廣泛分布,其環境賦存特征與塑料污染的關系研究仍需進一步開展.

圖1 PVC和CTR中浸出的塑化劑(A)、金屬(B)種類和濃度

對比PVC和CTR浸出液中有機塑化劑成分,發現2種材料浸出的塑化劑組分基本一致,但CTR浸出的總塑化劑量明顯高于PVC,每克CTR塑化劑浸出總量約為PVC的8.81倍.從塑化劑單體來看CTR浸出液中明顯增加的塑化劑是DMEP、BPF、BPA和BPAF,平均浸出量分別是PVC組的29.14倍、50.08倍、4.01倍和2.37倍.從金屬成分來看,PVC浸出液中檢出10種金屬,而CTR浸出液中僅檢出8種,未發現Fe和Sn,但CTR浸出的總金屬量高于PVC,每克CTR浸出的總金屬量約為PVC的1.20倍.Zn和Mn在CTR浸出液中的含量明顯高于PVC組,Zn和Mn在CTR浸出液中的平均含量是PVC組的21.34倍和30.84倍.CTR在光照殺菌組浸出的Zn質量最高達129.77μg/g(濃度為3.24mg/L),浸出液中Zn濃度是《地表水環境質量標準》[31]V類水標準的1.62倍.Tetu等[32]在探究微塑料浸出液對綠球藻的毒性效應時,發現在50g/L的PVC塑料溶液中Zn的浸出濃度達到6.28mg/L(質量比為125.6μg/g),Zn在所有檢出的金屬成分中濃度最高(該研究未檢測Ca成分),這與本研究結果相一致.對比2種材質發現,由于CTR顆粒表面多孔疏松,比表面積大,同等浸泡條件下其浸出污染物的能力明顯高于PVC.從工藝的角度上,PVC和CTR屬于性質不同的2種物質,其組成成分存在較大差異,塑料以高分子合成樹脂為主要組分,CTR以橡膠烴為主要成分,2種材料浸出的化學成分濃度也存在較大區別[33-34],在水環境中CTR產生的復合污染效應可能更加明顯.

2.2 不同環境條件下PVC和CTR的浸出差異

2.2.1 光照對浸出的影響 對比殺菌條件下光暗環境對PVC溶出效應影響,發現光照能夠增加PVC浸出液中總塑化劑的含量,尤其是BPA和DiBP(圖2A).光照條件對CTR浸出液中總塑化劑濃度無明顯影響,只有DiBP含量有增加趨勢,而BPA、BPF和DMEP含量略有降低.光照條件下PVC和CTR浸出液中DiBP濃度對比黑暗條件下分別增加了52%和77%.此外,光照條件能夠加速PVC和CTR材料中金屬物質的溶出,金屬總溶出量分別達到957.11μg/g和1002.30μg/g,是黑暗條件下的9.92倍和5.88倍(圖2B).其中,PVC和CTR材料中Ca溶出量占到了金屬總質量的99%和90%,光照條件下PVC和CTR浸出液中Ca的濃度分別是黑暗條件下的9.89和9.85倍.光照能夠加速塑料的老化過程,導致塑料內部化學鍵斷裂,降低分子遷移的擴散阻力,增加PAEs等塑化劑的溶出效應[35].

2.2.2 細菌對浸出的影響 對比黑暗條件下殺菌對PVC溶出效應的影響,發現殺菌條件下PVC浸出液中總塑化劑濃度略低于黑暗不殺菌,但主要浸出物DiBP的濃度略高,比不殺菌條件下增加了68%.從塑化劑組分來看,細菌存在導致PVC浸出液中塑化劑的成分構成更加復雜.殺菌條件下CTR浸出液中總塑化劑濃度略高于不殺菌條件,但CTR主要浸出物DiBP和BPA的含量增加明顯,分別是不殺菌條件下的4.77和2.47倍.研究發現,水中細菌可以通過氧化骨架重排、本位取代及酚環羥基化-間位裂解等3種途徑對BPA等雙酚類物質進行降解,降低水中BPA的含量[36].對照有菌條件,細菌的存在會強化溶出物質的遷移轉化過程,影響其水環境賦存特征.在無菌條件下,PVC和CTR浸出液中金屬物質的濃度顯著高于有菌條件,黑暗殺菌條件下PVC和CTR浸出液中Ca和Zn含量增加尤為明顯,其中CTR中Zn的溶出量是黑暗不殺菌條件下的1.70倍.這可能是由于細菌的氧化作用改變了金屬物質的存在形態[37].殺菌條件下,PVC和CTR溶出的Ca含量比不殺菌條件下高96.43, 91.24μg/g,這說明細菌存在有效利用了塑料浸出液中的Ca,且對部分PAEs(如DiBP)和BPs(如BPA、BPF)起到一定的降解作用.Rastkari等[38]發現,PAEs降解效果受溶液的pH值影響,在酸性光照條件下,DEP和DBP水解和光解率達到20%以上,而對DEHP無效.PVC和CTR浸出液中塑化劑、金屬的含量受光照、pH值、細菌、材質等多種因素的共同作用,其生態危害與環境條件密切相關.

圖2 不同環境條件下PVC和CTR浸出液中的塑化劑(A)和金屬(B)濃度

2.3 浸出液對大型溞生長發育的影響

2.3.1 對大型溞的急性毒性 暴露期間對照組大型溞未發現死亡,PVC浸出液暴露組對大型溞的毒性較低,PVC暴露組死亡率均低于5%.在CTR浸出液暴露下大型溞死亡率隨著CTR浸出原液稀釋倍數的減小顯著升高,暴露于C1組(50%浸出液)大型溞在48h的死亡率就已經達到100%,暴露72h后,除最大稀釋組C4(6.25%浸出液)外,其余組大型溞全部死亡.通過使用logistic函數進行非線性回歸計算,CTR浸出液對大型溞的24h-LC50和48h-LC50分別為58.3%和19.1%.研究發現,PVC微塑料懸浮液對大型溞96h-LC50為130.13mg/L,PVC浸出液毒性更小[39].CTR浸出液中DMEP、BPF和金屬Zn濃度較高,雖然BPF對大型溞的48h-LC50值(8.7mg/L)遠高于CTR浸出液中BPF的濃度(0.052mg/L)[30],但是CTR浸出液中Zn的濃度(2.94mg/L)相對偏高.Zn可通過置換酶分子中心的金屬離子或者直接與酶功能基團結合降低酶活性,引起大型溞死亡,在3.2mg/L時導致大型溞在24h之內全部死亡[40].此外,DMEP為0.125～0.25mmol/L會顯著降低細胞線粒體DNA(mtDNA)拷貝數,誘導細胞的線粒體損傷[41].這些結果表明,CTR浸出液中的Zn及主要塑化劑的毒害作用可能對大型溞的急性致死效應有一定貢獻.但先前研究表明Zn的存在能夠抑制鄰苯二甲酸酯類污染物暴露導致的雄性生殖功能損傷,故本研究中對于浸出物復合污染下的毒性效應尚不明確[42].

2.3.2 對大型溞的慢性毒性 整個暴露期間,清水對照組(W)、溶劑對照組(D0～D4)、PVC浸出液組(P0～P4)和CTR最大稀釋組(C4),大型溞死亡率低于10%,CTR浸出液組(C0～C3)中大型溞死亡率超過80%.由于清水對照組和溶劑對照組無明顯區別,本文將溶劑對照作為參照組,CTR浸出液組(C0～C3)大型溞死亡率較高,其慢性毒性數據不再呈現.實驗發現,不同稀釋程度的PVC浸出液和最大稀釋程度的CTR浸出液(6.25%原液)對大型溞的心率、胸肢跳動、游速等生態行為均產生顯著抑制效應(圖3).

大型溞的呼吸代謝、攝食生長和內分泌調節等健康狀況與其體長、胸肢跳動、心率和運動活性密切相關[43].大型溞的心率和胸肢活動是評價污染物對大型溞呼吸、代謝速率和攝食產生不利影響的重要指標[44].與對照組相比,PVC浸出液能夠抑制大型溞的胸肢跳動和心率,平均抑制率分別為15.86%和36.73%,最大抑制率達到17.39%和56.84%.最大稀釋程度的CTR浸出液對大型溞胸肢跳動頻率和心率的抑制率達到16.18%和66.32%,心率抑制可能是CTR浸出液高濃度暴露組中大型溞死亡的主要原因.大型溞有著與哺乳動物類似的肌源性心臟,其心率的變化能夠反映出污染物對其能量代謝的影響以及污染物進入血液循環系統的程度[45].研究表明,PEAs(如DEP、DMP)的暴露濃度超過8mg/L時,大型溞的心率會明顯受到抑制[46],并且溶液中浸出的BPF也對大型溞的心率產生抑制作用,當其濃度為10～100μg/L會顯著抑制大型溞的心率,并且呈現濃度依賴關系[47].心率受到抑制導致供給胸肢跳動的能量減少,使胸肢跳動頻率下降.同時,研究發現PVC浸出液中所含有的PAEs能夠對大型溞的神經系統產生毒害作用,降低其機體協同能力[48].大型溞的心率和胸肢跳動降低會造成血液流動減緩、攝食不足,營養物質供給和氣體交換能力減弱,對其生長發育構成威脅[49].

圖3 PVC和CTR浸出液對大型溞心率(A)、胸肢跳動(B)、體長(C)、游泳活性(D)的影響

*表示差異顯著(<0.05)

大型溞體長是指示生物健康程度的重要指標,體長的改變雖小,但其變化會影響物種的種群穩定性[50].PVC浸出液原液(P0組)顯著增加了大型溞的體長,其他暴露組無明顯改變.研究發現,1mol/L的DBP和DEHP能夠增加大型溞體內的脂質積累[51],且BPA等雙酚類物質能夠在脂肪中積累[52],導致脂肪細胞代謝功能障礙,增加肥胖的風險[53].PVC浸出液原液中高濃度的PAEs和BPs作用可能是導致大型溞體長變大的主要原因.大型溞游泳行為受到生理、感知、神經和肌肉等系統多方面的影響,游泳能力強弱與其捕食、逃避天敵等行為直接相關[43].與對照組相比,不同濃度PVC浸出液均對大型溞的游泳速率產生顯著抑制效應,最大抑制率達到67.26% (6.25%原溶液),最大稀釋程度的CTR浸出液(C4)對大型溞游泳活性抑制率也達到63.02%.陳勝等[54]將大型溞置于11.4μg/L的BPA溶液中暴露21d,大型溞游泳速率抑制率達32.65%,BPAF對大型溞游泳速率有類似的抑制作用.乙酰膽堿酯酶(AChE)是水生生物中常用的神經毒性標志物,它的活性與生物的游泳活性呈顯著正相關[55],AChE酶活性受到抑制會導致神經刺激延長,引起心率、游泳活性降低[56].研究發現,PVC浸出液能夠下調貽貝AChE酶活性[19],浸出液中的金屬Zn也是生物AChE酶活性的重要抑制劑,在6.5mg/L濃度下抑制率達到30%[57].且長期暴露于Zn溶液中,能夠引起大型溞氧化損傷,抑制大型溞抗氧化酶的活性[58].

3 結論

3.1 經過42d的浸泡處理后,PVC浸出液的主要目標塑化劑是DiBP和BPA(最高浸出量分別為2.71, 0.89μg/g),主要金屬物質是Ca和Zn(最高浸出量分別為953.79, 4.54μg/g); CTR浸出液中的主要塑化劑是DMEP和BPF(13.22, 3.51μg/g),主要金屬是Ca和Zn(898.77, 102.79μg/g).CTR浸出液中塑化劑和金屬物質總量均最高,分別達到17.68, 1127.89μg/g,是PVC的8.81倍和1.20倍.光照條件能夠有力促進PVC中塑化劑和金屬物質的環境釋放,細菌對浸出液中DiBP、BPA等物質的降解或轉化有一定的促進作用,對Ca的利用率接近100%.

3.2 急性毒性(48h)試驗表明,PVC浸出液對大型溞無明顯致死效應;CTR浸出液對大型溞的致死效應明顯,隨CTR浸出原液稀釋倍數的減小而升高.通過計算得到CTR浸出液24h-LC50為浸出原液的58.3%,48h-LC50為浸出原液的19.1%,CTR的致死效應可能與浸出物質對大型溞心率抑制作用有關.

3.3 慢性毒性(7d)試驗結果表明,PVC浸出液能導致大型溞肥胖,顯著抑制大型溞的胸肢跳動、心率和游速活性;CTR浸出液最大稀釋程度仍對大型溞生長發育產生顯著抑制作用,PVC和CTR顆粒中化學物質的溶出對水生生物產生不利影響,且CTR的生態危害性更加嚴重和復雜.

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Leaching behavior and ecotoxicity of chemical composition in polyvinyl chloride and rubber.

LIU Jian-chao*, HU Yong-rong,

(Key Laboratory for Integrated Regulation and Resources Development on Shallow Lakes, Ministry of Education, College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China)., 2022,42(11)：5408～5417

To investigate the leaching behavior and ecotoxicity of chemical composition in plastics, polyvinyl chloride (PVC) and rubber (CTR) widely existed in the environment were selected as the subjects of the study. Leaching potential of 25 organic plasticizers and 15 metals as the target substances were analyzed for PVC and CTR materials. The acute lethal effects and chronic sublethal effects (heart rate, thoracic limb activity and swimming activity) ofwere used to characterize the ecotoxicological effects of PVC and CTR leachates. The results showed that 21 chemical compositions were detected in PVC and CTR leachates, with higher leaching concentrations of diisobutyl phthalate (DiBP), di (2-methoxy) ethyl phthalate (DMEP), bisphenol A (BPA), bisphenol F (BPF), Ca and Zn. The total concentrations of plasticizers and metals leached from CTR were 8.8 times and 1.2 times higher than those from PVC, respectively. The concentration of the new plasticizer BPF leached from CTR reached 3.51μg/g, which was significantly higher than that of BPA. Comparing the concentration of substances leached under different conditions, it was found that light can accelerate the release of DiBP, Zn and Ca from PVC and CTR, and their occurrence characteristics were affected by bacteria. Acute toxicity of CTR leachate tois obvious, with the 48h-LC50of 19.1% of the leaching solution. For chronic toxicity, the PVC leachate significantly inhibited the heart rate, thoracic limb activity and swimming activity of, and caused body hypertrophy of. The biological toxic effects caused by the continuous discharge of PVC and CTR in the aquatic environment should not be ignored.

PVC；rubber；leaching solution；；ecotoxicity

X503

A

1000-6923(2022)11-5408-10

劉建超(1985-),河南商丘人,副教授,博士,主要從事新污染物環境行為、水環境保護與修復等方面的研究工作.發表論文90余篇.

2022-04-12

國家自然科學基金面上項目項目(521709063)

* 責任作者, 副教授, jianchao-liu@hhu.edu.cn