典型有機磷酸酯在黃河入海口的分布與生物蓄積特征

閆振飛 ,馮承蓮 ,王錦東 ,吳豐昌 ,白英臣 (.中國環境科學研究院,環境基準與風險評估國家重點實驗室,北京0002；2.河海大學環境學院,江蘇 南京 20024)

自20世紀60年代以來,由于火災頻繁發生造成巨大生命與財產損失,阻燃劑應運而生并越來越多地用于家具,織物和多種商業產品[1-2].有機磷酸酯(OPEs)作為一種廣泛使用的阻燃劑和增塑劑,已使用了150 多年,由于溴代阻燃劑已逐漸被世界各地法律法規所禁止,OPEs 的產量與銷量近些年急劇增加[3-4].據估計,2018年全球OPEs 的年產量達到3.00×106t,且在未來,OPEs 的全球產量很可能將占全球阻燃劑的20%[5-6].

依據官能團的差異,OPEs 主要包括烷基、芳香基和鹵代,且均以非化學鍵的方式添加于商業產品中,因此極易通過磨損或揮發等方式進入不同的環境介質,進而危害生態系統與人體健康[7-8].據已有的研究報道,OPEs 已在全球范圍內具有差異性分布特征和對水生生物具有生物富集與生物放大潛力[9].研究發現,OPEs 在歐美、日韓等發達國家的地表水及其沿海地區檢出[9-11].此外,近些年分別在北京[12]、青島[13]、南京[14]、上海[15]、長沙[16]、廣州[17]等城市及周邊地表水檢出不同水平的OPEs[18-19].值得注意的是,OPEs 也在極地和青藏高原(土壤環境)等偏遠地區的環境中發現不同程度的含量[20-21].由于多數OPEs 具有潛在的生物蓄積與放大效應,流入水環境后危害水生生態系統的穩定與功能,甚至進一步危害人體健康.

毒理學研究發現,OPEs 對多種生物產生不同的毒性效應,包括內分泌干擾效應、神經毒性、肝臟和心臟毒性、遺傳毒性以及致癌性等毒性終點[22].先前的研究指出,磷酸三異丙酯(TIPP)、磷酸甲酚二苯酯(CDP)和磷酸三(氯異丙基)酯(TCIPP)通過影響與甲狀腺效應相關的信號通路,如抑制轉甲狀腺素蛋白與OPEs 的結合,以及斑馬魚大腦中甲狀腺素合成,進而影響斑馬魚的生長與發育[23].基于此,目前已有多個國家對OPEs 進行了風險管控和限制,以此來降低對人體和生態系統的危害.我國生態環境部已在2020年,因磷酸三(4-異丙基苯基)酯(TIPPP)和磷酸三(氯乙基)酯(TCEP)的持久性、生物蓄積性和毒性,將其列入優先控制化學名錄清單.鑒于此,對OPEs 在我國典型流域的不同環境介質中的差異性分布特征亟需調查分析,尤其是否具有潛在的生物蓄積與生物放大效應仍需探索,并對其生態風險進行評估.

黃河對我國經濟社會高質量發展和生態環境保護具有舉足輕重的地位.本研究以黃河入海口為主要研究區域,重點針對區域內OPEs 在水生生物食物鏈中差異性分布特征及其可能的污染來源,探索OPEs 在該區域內水生生物食物網中的生物蓄積與生物放大潛力,進而對該區域進行生態風險評估.

1 材料與方法

1.1 試劑與標樣

17 種OPEs,如磷酸三甲酯(TMP)、磷酸三乙酯(TEP)、磷酸三丙酯(TPP)、TIPP、磷酸三丁酯(TNBP)、磷酸三異丁酯(TIBP)、磷酸三(2-乙基己基)酯(TEHP)、磷酸三(丁氧基乙基)酯(TBOEP)、2-乙基己基二苯基磷酸酯(EHDPP)、磷酸三苯酯(TPHP)、磷酸三甲苯酯(TCP)、CDP、磷酸三異丙基苯酯(TIPPP)、間苯二酚雙(二苯基)磷酸酯(RDP)、雙酚A 雙(二苯基)磷酸酯(BPA-BDPP)、TCEP、TCIPP 和磷酸三(1,3-二氯異丙基)酯(TDCIPP)均購自德國Dr.Ehremstorfer GmbH 公司,對應的內標氘代物TPP-d21 購于挪威Chiron AS 公司,TPHP-d15購于美國 Cambridge Isotope Laboratories 公司,TNBP-d27 和TCIPP-d18 則購于加拿大Toronto Research Chemicals 公司.本研究中的乙腈、甲醇、二氯甲烷和正己烷均為 HPLC 級,購自Thermo Fisher Scientific(Waltham,MA,USA),而甲酸則是LC-MS 級,購于德國Sigma-Aldrich 公司.

1.2 樣品采集與前處理

2022年9月于山東省東營市黃河入海口流域,分別在黃河生態旅游區北(118.96°E,37.79°N)、黃河生態旅游區(①(119.16°E,37.76°N),②(119.13°E,37.75°N))、樁埕路橋(118.72°E,38.02°N)、飛雁灘(118.68°E,38.10°N)、刁口河濱孤路橋(118.72°E,37.89°N)、墾利(118.53°E,37.60°N)和利津水文站(118.31°E,37.51°N),采集了水樣、沉積物、浮游生物、底棲生物與魚類.水文信息包括水溫(WT,℃)、溶解氧(DO,mg/L)、pH 值、總溶解固體(TDS,g/L)、濁度(NTU)和電導率(mS/cm)由水質分析儀(YSI ProPlus,USA)測量(表1);沉積物的總有機碳(TOC)由TOC 分析儀固體模型(Multi N/C 3100-HT1300,Analytik Jena,德國)測量.魚類包括鳙魚(Aristichthys nobilis)、 鰱魚(Hypophthalmichthys molitrix)、赤眼鱒(Squaliobarbus curriculus)、鯽魚(Carassius auratus)、梭魚(Sphyraenus)和似鳊魚(Pseudobrama simoni),其他水生生物有中華絨螯蟹(Eriocheir Sinensis)、長眼蟹(Podophthalmus vigil)、日本沼蝦(Macrobrachium nipponense)、秀麗白蝦(Chinese white prawn)、濱螺(Littorina scabra)和澤陸蛙(Fejervarya multistriata)(表2).

表1 黃河入海口各采樣點的詳細信息Table 1 The detailed information of sampling sites in the Yellow River estuary

表2 黃河入海口采集的水生生物詳細信息Table 2 The detailed information of aquatic organisms collected from the Yellow River estuary

地表水(0.5～1.0m)用采水器收集,并儲存在1L的棕色玻璃瓶,后量取500mL 過0.45μm 玻璃纖維濾膜,并加入上述4種內標混合物5ng.樣品萃取方法參見文獻[24].樣品用已經依次被5mL 二氯甲烷、5mL乙腈和10mL 超純水活化的ENVI-18 固相萃取柱(6mL,500mg,Supelclean,美國)富集,之后抽真空1h至完全干燥,用8mL 二氯甲烷:乙腈(1:3,體積比)洗脫.洗脫液在40℃水浴中氮吹至近干,后用1mL 乙腈復溶,并過0.22μm 濾膜保存至-20℃待測.

沉積物用不銹鋼抓斗收集后儲存于玻璃瓶中,隨后冷凍干燥,并過80 目的不銹鋼篩網.取1～2g 沉積物樣品于15mL 玻璃瓶離心管,分別加入約0.5g活性銅粉、5ng 上述內標混合物及5mL 乙腈,靜止過夜.樣品渦旋30s 后,超聲萃取30min,后在8000r/min離心5min,收集上清液于干凈的玻璃管中,重復上述步驟3 次.上述上清液用超純水稀釋至100mL 后,用水樣固相萃取方法.

浮游生物用25 號浮游生物網采集,并儲存在干凈的玻璃瓶中,隨后用上述0.45μm 過濾和富集.用超純水清洗采集的生物樣,記錄體長體重,密封于干凈的鋁箔袋中.基于課題組先前的研究方法[23],生物樣經凍干和研磨后,取0.1～1g 于3mL 二氯甲烷/正己烷混合物(1:1,體積比),并加入5ng 上述4 種內標混合物,于密封性良好的玻璃離心管中靜置過夜.分別經過渦旋30s,超聲30min,8000r/min 離心5min,收集上清液于干凈的玻璃管中,重復上述步驟3 次.混合的上清液均分10 等分,取一等分用差重法計算脂質含量,其余則用SPE-NH2 柱子(Sep-Pak,500mg,3mL,Waters)進行凈化富集.上樣前依次用3mL 二氯甲烷/正己烷(1:1,體積比),6mL 二氯甲烷和6mL 正己烷預活化,隨后用3mL 二氯甲烷/正己烷(1:4,體積比)、8mL 二氯甲烷、4mL 二氯甲烷/甲醇(9:1,體積比)以0.5mL/min 流速洗脫目標OPEs.洗脫液于40℃水浴中氮吹至近干后用1mL 乙腈復溶,0.22μm 濾膜保存至-20℃待測.

1.3 儀器分析與質量保證

預處理后OPEs 的定量采用超高效液相色譜-串聯電噴霧-三重四極桿質譜(UPLC-MS/MS)(Xevo TQ-S,Waters Co.,MA,美國),ACQUITY UPLC?BEH C18 色譜柱(50mm × 2.1mm,1.7μm,Waters Co.,MA,美國),采用正電離電噴霧模式(ESI+)多重反應監測(MRM)模式[25-26].儀器進樣量為5μL,柱溫為40℃.二元流動相為0.1%甲酸水溶液(A)和乙腈(B),流速為0.4mL/min.梯度洗脫設定為:0～1min 2% B,1.1min 37% B,2.1min 55% B,6.1min 65%B,6.8～8.9min 98% B,9～10min 2% B.此外,MS-MS 參數中毛細管電壓為3.0kV,脫溶溫度為500℃,錐氣體流量為50L/h,脫溶氣體流量為800L/h.

所有設備和器皿在使用前和樣本間用甲醇和Milli-Q 水沖洗.采用內標法定量目標OPEs,13 個濃度的校正曲線相關系數(R2)為>0.99.本研究分別進行了現場、溶劑和程序空白對比,去除過程污染與干擾.地表水、沉積物和生物樣中OPEs 的總體回收率分別為59%～139%、78%～139%和60%～115%.檢測限(LOD)和定量限(LOQ)則分別為信噪比(S/N)的3和10 倍,范圍為0.001～14.9 和0.002～48.5μg/L.此外,低于LOD 的OPEs 濃度替換為LOD 與LOQ 之間的濃度則為LOQ/2.

1.4 營養水平分析與生物富集分析

生物樣中C和N同位素值由Vario EL cube-IsoPrime 100 優勢同位素比率質譜元素分析儀(EA-IRMS)計算.水生生物的營養水平(TL)由以下公式計算[27]:

式中:TL消費是消費者營養水平,δ15N消費和δ15N基線是消費者和基線生物(以濱螺為準)的穩定N 值,3.8 為δ15N 的營養富集因子,假設基線生物TL 為2.

水生生物的碳源計算公式為[28-29]:

式中:δ13Cnormalized和δ13Cuntreated是經碳氮比(C:N)歸一化和未歸一化的δ13C,δ13Czooplankton設為-26.7‰且TPzooplankton設為2[30],δ13C 是消費者營養富集因子的常數,為1.3‰[28],本文濱螺的δ13C 值最小,以其為低端生物.碳源越接近0,則以底棲生物為食;越接近于1,則以浮游等表層生物為食.

營養放大因子(TMF)被用于描述水生生物對OPEs 的食物網放大現象,公示如下:

式中:COPEs-biota是生物中OPEs 的濃度,b 是斜率.

生物富集因子(BAF)用于描述水生生物對OPEs 的生物蓄積潛力,生物-沉積物蓄積因子(BSAF)則通過脂質歸一化后的生物濃度與TOC 歸一化的沉積物濃度計算而得,描述OPEs 在底棲生物-沉積物中的生物蓄積潛力.計算公式下:

式中:Cbiota、Cwater和Csediment是生物、水體與沉積物中OPEs 的濃度,flipid是生物體的脂質含量,fTOC是沉積物的TOC 含量.

1.5 生態風險評估

運用風險商法(RQ),對水生態系統中 14 種OPEs 進行生態風險評估,其中OPEs 對水生生物的預測無效應值(PNEC,μg/L)來自于課題組已有的研究結果[9].其中期望風險排序則用于評估14 種OPEs 在黃河入海口區域中的總體生態風險.計算公式如下:

式中:MEC 是OPEs 在地表水中檢測濃度(ng/L),L(E)C50是水生生物的半致死濃度/50%效應濃度,AVE 是水生生物同效應急性值,AF 是評估因子(如10、100 或1000)[9].RQ∑OPEs是地表水中來自所有采樣點的∑OPEs期望風險,“i”是特定的OPEs,“j”是特定的采樣點,Cij是特定的OPEs 在特定的采樣點中的濃度,C∑ij是特定的OPEs 在特定的采樣點中的總濃度,RQij是特定的OPEs 在特定的采樣點中的RQ 值.

1.6 統計分析

本研究中的所有統計分析均使用IBM SPSS Statistics 26.0(IBM Corporation,Armonk,NY,美國)和Origin 2023(OriginLab Corporation,Northampton,MA,美國)進行.首先,使用單樣本非參數檢驗的Kolmogorov-Smirnoff 檢驗來檢驗OPEs 參數的正態性.進行多元相關分析,以評估物理棲息地與OPEs 分布之間的相關性,以及OPEs 污染的同源性分析,若這些濃度非正態分布,則選擇斯皮爾曼相關系數;若正態分布,則選擇皮爾遜相關系數.采用冗余分析法(RDA)對黃河入海口自然棲息地的驅動因素和OPEs 的分布進行了評價.主成分分析(PCA)用于分析水生生物中OPEs 濃度的差異性分布.顯著性水平(P 值)設定為P<0.05(*)、P<0.01(**)和P<0.001(***).

2 結果與討論

2.1 OPEs 在水環境中的分布與組成的差異性

共有15 種OPEs 在黃河入海口地表水區域檢出,其濃度范圍為ND～391.45ng/L,而各采樣點∑OPEs的濃度范圍為175.42～793.19ng/L(圖1a),低于2021年的研究結果(93.00～3462.06ng/L)[24].然而本研究中OPEs 濃度基本與2015年黃河東營段的檢出水平趨于一致(范圍為55.00～533.42ng/L)[17],這表明近些年來,入海口水體中OPEs 的含量無明顯的時間變化差異.此外,研究發現在黃河入海口地表水的TCEP濃度最高(均值:220.77ng/L,17.78～391.45ng/L),其次為TEP(均值:170.54ng/L,87.52～328.84ng/L)、TCIPP(均值:44.71ng/L,17.76～76.73ng/L)和 TDCIPP(均值:43.05ng/L,26.73～67.10ng/L)(圖1a),表明氯代類是檢出最頻繁和最豐富的OPEs,其次是烷基類和芳香基類,與先前的研究結果有相似的發現[24].另外關于OPEs 的疏水性(log KOW)與地表水濃度的相關性分析發現,兩者之間呈現較強的負相關性(R2=0.74)(圖2a).同源性分析發現,TNBP 分別與TIBP、TCEP 和TCIPP,TIBP 分別與TCEP 和TCIPP,TCEP與TCIPP 呈現顯著性正相關,表明這些OPEs 之間可能存在相同的污染來源(表3).有研究報道氯代類OPEs 常通過物理方式添加,而用作建筑、家具、汽車內飾、紡織品和電氣設備材料中的阻燃劑或伴生添加劑[4,31].本研究中入海口地表水中總OPEs 濃度范圍雖然遠低于內陸湖(如環太湖流域)的含量,但其均值(42.25ng/L)與渤海(43.26ng/L)、黃海南部(17.20ng/L)及北部(37.40ng/L)等地區的含量基本趨于同一水平[32-34],表明沿海流域中OPEs 的含量分布較低于內陸湖及其河流等地區.

圖1 OPEs 在黃河入海口的地表水(a)、沉積物(b)、浮游生物(c)、底棲生物及魚類(d)以及不同魚類組織(e)中的分布特征Fig.1 Distribution characteristics of OPEs in surface water(a),sediment(b),plankton(c),benthic organisms and wild fish(d),and different fish tissues(e)in the Yellow River estuary

圖2 水環境中OPEs 分布與理化性質的相關性Fig.2 Correlation analysis between OPEs distribution and physicochemical properties in aquatic environment

表3 黃河入海口地表水中OPEs 同源性相關性分析Table 3 Homology correlation analysis of OPEs in surface water of the Yellow River estuary

沉積物中OPEs的檢出數量相比于地表水中更少,僅有13 種,范圍為ND～667.01ng/g dw,其中TEP、TBOEP 和TCEP 檢出率為100%,且TDCIPP 檢出濃度最高(均值:209.24ng/g dw),其次為 TEP(均值:20.25ng/g dw)和TCEP(均值:8.26ng/g dw)(圖1b).沉積物作為水環境中OPEs 重要的“匯”,因其與水中懸浮有機顆粒結合而通過重力作用沉降以及吸附作用,而匯集于沉積物中[35-36].與渤海灣2014～2017年的總OPEs濃度(2.72～4.39ng/g dw)相比,本研究黃河入海口的沉積物中OPEs 濃度高出兩個數量級,表明近些年渤海沿岸地區OPEs 的污染有一定增加的趨勢[33].另外,結合前人的研究,發現一個有趣的現象,在我國東部沿海地區OPEs濃度的分布呈現一種由沿海地區沉積物到深海沉積物中總OPEs 含量下降的趨勢,比如由黃河入海口(20.09～706.77ng/g dw)到萊州灣(304.00ng/g dw)到渤海灣(2.72ng/g dw)到渤海(0.87ng/g dw),以及從膠州灣(38.70ng/g dw)到黃海(0.34ng/g dw),表明OPEs 污染的懸浮顆粒物向近海地區的運輸受到限制,導致OPEs 在沉積物中的濃度降低[9,33,37-39].如圖2b～c所示,OPEs 在沉積物的濃度與疏水性(log KOW)呈現“U”型相關性,但與沉積物的總有機碳(TOC)呈現較弱的負相關性,然而其作用機制仍未可知,需進一步通過吸附動力學探討.另一方面對于沉積物中OPEs 的同源性分析發現,各OPEs 之間相關性較差,表明在沉積物中可能沒有相似的污染來源.

2.2 OPEs 在不同水生生物中分布與組成差異性

黃河入海口浮游生物與地表水和沉積物中OPEs 的分布呈現顯著性差異,本研究共檢出17 種,其濃度范圍為 ND～497.00ng/g dw,而各采樣點∑OPEs 的濃度范圍為105.56～899.38ng/g dw(圖1c).結果顯示,TCIPP 在浮游生物中的濃度均值最高(236.90ng/g dw),其次是TEP(201.53ng/g dw)、TCEP(117.44ng/g dw)和TDCIPP(105.35ng/g dw),表明與地表水和沉積物中OPEs 的分布特征相似,主要污染物均是氯代OPEs,其次是烷基和芳香基類.另外發現,入海口的浮游生物中OPEs 的含量分布遠高于之前在太湖流域的檢出濃度[30],有可能與黃河中很高的泥沙含量有關,導致檢測的浮游生物樣品也包含很高的泥沙,因此本研究測得的OPEs 濃度可能包括浮游生物和泥沙中的含量.

相比于黃河入海口的浮游生物,本研究采集的12 種水生生物中共檢出15 種OPEs,單個OPEs濃度范圍為ND～653.64ng/g dw,而每種水生生物中總OPEs 濃度范圍為37.40ng/g dw(赤眼鱒魚)～883.82ng/g dw(鰱魚)(圖1d).研究發現,TCEP 在12種水生生物中檢出濃度最高(均值為102.36ng/g dw,6.06～653.64ng/g dw),其次是 TEP(均值為97.34ng/g dw,0.75～258.54ng/g dw)、TCIPP(均值為42.59ng/g dw,6.92～87.13ng/g dw)、TDCIPP(均值為13.49ng/g dw,1.66～33.24ng/g dw)以及TPHP(均值為11.22ng/g dw,1.54～47.12ng/g dw),結果表明氯代OPEs 仍是水生生物體內主要的污染物成分,其次是烷基類與芳香基類.本研究中OPEs 在生物體中的分布與課題組先前關于全球范圍內不同生物中 OPEs 的分布有相似的特征[9].這有可能與OPEs 在黃河入海口的地表水與沉積物中的分布特征相關.另外,本研究也指出,在水生生物中OPEs 的總濃度從大到小依次是鰱魚>鯽魚>長眼蟹>梭魚>秀麗白蝦>中華絨螯蟹>似鳊魚>澤陸蛙>粗糙濱螺>日本沼蝦>鳙魚>赤眼鱒魚,這表明OPEs 在水生生物中具有明顯的物種差異性分布,并且魚類中OPEs 總濃度更高.這可能與OPEs 在特定物種的代謝與其理化性質相關[40-42].在黃河入海口采集的水生生物中總OPEs 含量遠高于先前在內陸湖(如太湖流域)的水生生物含量,但卻遠低于在萊州灣采集的海洋生物中 OPEs 的濃度[30,37,40-41],這表明OPEs 可能更易在海洋生物中積累,但是淡水與海洋生物對OPEs 積累的差異機制仍未可知.

2.3 OPEs 在野生魚類中不同組織中分布特征

本研究也對6 種野生魚類的不同組織,包括腦、心臟、鰓、肝臟、腸道、肺泡及肌肉組織,共檢出16 種OPEs,其濃度范圍為ND～954.89ng/g dw,檢出頻率和豐度最高的是 TCEP(均值 179.42ng/g dw,ND～669.19ng/g dw),其次是TEP(均值112.05ng/g dw,ND～495.04ng/g dw)、TCIPP(均值 111.78ng/g dw,ND～563.91ng/g dw)、TDCIPP(均值106.03ng/g dw,ND～954.89ng/g dw)和 TPHP(均值 99.20ng/g dw,1.53～821.78ng/g dw),進一步發現氯代類OPEs 仍是主要的污染物,其次是烷基類和芳香基類(圖1e).另外,在7 種組織中∑OPEs 濃度的平均值最高的組織是心臟(均值1254.21ng/g dw,417.77～2206.18ng/g dw),其次是腦(均值 1232.68ng/g dw,253.75～2259.64ng/g dw)>肝臟(均值861.08ng/g dw,161.08～2586.25ng/g dw)>肺泡(均值376.82ng/g dw,113.68～679.72ng/g dw)>肌肉(均值335.87ng/g dw,37.40～883.82ng/g dw)>腸道(均值274.05ng/g dw,48.40～520.81ng/g dw)>鰓(均值 191.10ng/g dw,38.31～530.33ng/g dw)(圖1e).這些差異性結果可能是由于污染物選擇性沉積到特定組織后,由酶介導的代謝或生物體內的化學降解誘導[43].除了大腦和心臟組織之外,肝臟遠比其他組織(如腸道、鰓、肺泡和肌肉)表現出更好的OPEs 的蓄積潛力,這可能與肝臟的解毒活性有關,包括代謝酶細胞色素P450對OPEs 的高親和力以及OPEs 與血液蛋白的高結合力[44-46].而大腦和心臟組織OPEs 高含量可能由于較低的代謝和生物降解,這也表明大腦和心臟可能是 OPEs 毒性效應的重要靶器官[22-23,47].由于OPEs 在運輸前在肝臟中迅速代謝,因此在其他組織中檢測到較低濃度的OPEs[48-49].另一個需要考慮的因素是組織的脂質含量以及組織與血液之間的分配系數,特別是疏水性OPEs 的分布[44,50].然而,6 種魚類腸道中的∑OPEs 濃度普遍高于鰓中的總濃度,這表明膳食攝取是魚類積累OPEs 的主要途徑.

2.4 OPEs 在黃河入海口水生食物網中的生物蓄積與生物放大潛力特征

通過同位素分析儀對12 種水生生物的δ13C 和δ15N 值進行營養級分析,結果發現δ13C 范圍為-27.95‰～-18.12‰,δ15N 范圍為4.87‰～12.75‰,且呈現明顯的負相關性(R2=-0.52)(圖3a),表明本研究收集的水生生物具有相似的食物鏈[28].另外對水生生物的食物源分析發現,水生生物的碳源與營養水平(TL)呈現正相關性(R2= 0.74),其中TL 范圍為2.00～4.07,碳源為0～1.47(圖3b).研究發現所收集的水生生物的碳源均值為0.70,趨近于1,表明這些生物多以表層水生生物為食,尤其是鳙魚(TL = 3.89)和鰱魚(TL = 4.07)(圖3b).由于棲息地的限制和食物鏈結構的多樣性,這些生物的TLs 存在明顯差異.

圖3 黃河入海口地區水生生物同位素分析(a)與營養水平分析(b)Fig.3 Isotope analysis(a)and nutrient level analysis(b)of aquatic organisms in the Yellow River estuary

基于前述的公式,本研究計算了12 種水生生物的14 種OPEs 的生物放大系數(TMF)和生物富集系數(BAF).研究指出TMF>1 則呈現對水生生物潛在的生物放大潛力,而BAF>3.3 則對水生生物表現潛在的生物蓄積潛力,但BAF>3.7 則呈現較高的生物蓄積性[9,30].結果顯示,具有潛在生物放大效應的OPEs 大小順序為TBOEP(2.02)>TCEP(1.44)>TDCIPP(1.41)>TIBP(1.20)>TPHP(1.08),而其余OPEs 則低于1,表明對黃河入海口的水生生物無生物放大效應(表2).針對于所有12 種水生生物的BAFs 值來說,TCP(BAF =4.15)和TPHP(BAF = 3.71)具有更高的生物蓄積性,而TBOEP(BAF = 3.44)和EHDPP(BAF = 3.30)則表現出潛在的生物蓄積性(表2).然而針對于野生魚類來說,仍是TPHP 具有更高的生物蓄積性,而TBOEP 和EHDPP 則具有潛在的蓄積性,但對于非魚類生物來說則是TCP 蓄積性更強,而TPHP 則表現出潛在蓄積性,其他則無蓄積性(表2).此外,研究發現,不同物種對OPEs 的生物蓄積潛力具有一定的差異性,并且芳香基類OPEs 在水生生物中的生物蓄積與生物放大高于烷基類和氯代類OPEs,這可能與OPEs 的疏水性(log KOW)相關[9,47],相關性分析發現OPEs 的BAF 與log KOW呈現顯著的正相關性(圖4a～c).另外先前的體內研究報道,較低的OPEs 暴露濃度可能會提高其在生物體內的生物可利用性,而較高的暴露濃度可能會改善其代謝并減少生物積累性,表明OPEs 的代謝轉化也是關鍵因素之一[47,51-52].先前也有大量的研究指出,OPEs 在太湖流域的淡水食物網或在萊州灣的海洋食物網都存在潛在的生物蓄積與放大潛力[30,37].然而也有相反的研究結果,有研究發現在海口的淇澳島的食物鏈以及南海的海洋食物網中并沒有發現OPEs 的生物放大效應[53-54].這種結果差異仍需進一步去澄明其機制與差異性原因.

圖4 OPEs 在黃河入海口地區不同水生生物中生物富集特征Fig.4 Bioaccumulation characteristics of OPEs in different aquatic organisms in the Yellow River estuary

本研究也分析了不同的水生生物對OPEs 的生物-沉積物蓄積系數(BSAF),就總體生物而言,OPEs的BSAF 值大小順序依次為TCIPP(2.01±0.33)>TEP(1.79±0.67)>TCEP(1.60±0.56)>TPHP(1.54±0.44)>TIBP(1.53±0.38)>TNBP(1.47±0.37)>TIPP(1.25±0.29),表明這些污染物從沉積物到水生生物發生了較強的生物積累(表4).先前的研究也指出OPEs 在珠江三角洲及其淇澳島、太湖以及歐洲等河流存在潛在生物-沉積物蓄積性[30,53,55-56].由所有水生生物和非魚類生物計算而得的兩種log BSAF 與OPEs 的 log KOW呈現“U”型相關性,而基于野生魚類計算而得的log BSAF與其log KOW則表現出倒“U”型弱相關,這表明魚類和非魚類物種之間的BSAF 值存在明顯差異性.這一現象在太湖流域的底棲無脊椎動物中也觀察到[30],BSAF值隨著疏水性先增后減的變化趨勢,這可能是因為log KOW>5 的OPEs 極易被沉積物中的有機質吸附,導致其生物利用率降低[30,37].此外,也有研究發現北京地區的淡水魚類中OPEs 的BSAF 值低于1,表明除了親脂性外,魚類體內的較高的新陳代謝和消除速率也可能是OPEs 生物積累的決定因素之一[45].

表4 黃河入海口中OPEs 對水生生物的生物富集與生物放大特征Table 4 Summary of bioaccumulation and biomagnification characteristics of OPEs to aquatic organisms in the Yellow River estuary

2.5 OPEs 在黃河入海口的生態風險特征

本研究對黃河入海口的8 個采樣點,以及有檢出數據和毒性數據的13 種OPEs 進行生態風險評估,結果顯示,在所有的采樣點中僅有TDCIPP 存在低風險,而其他OPEs 均無生態風險(圖5a).此外,本研究也運用期望風險方法對采樣點的總OPEs 風險分析發現,總OPEs 在黃河入海口總體上無生態風險(圖5),明顯低于先前關于黃河入海口中OPEs 的生態風險[24].然而就單個OPEs來說,其中TDCIPP則存在潛在的生態低風險(圖5b),這可能與其在水環境中的高檢出和較高的毒性有關(圖1a)[57],因此需引起后續研究的重要關注.

圖5 黃河入海口OPEs 的生態風險評估Fig.5 Ecological risk assessment of OPEs in the Yellow River estuary

3 結論

3.1 在黃河入海口水域的多種環境介質,如地表水、沉積物及水生生物等,氯代類是主要的OPEs 污染成分,具有更高的檢出豐度和頻率,其次則是烷基類和芳香基類.并且同源性分析發現氯代類OPEs 的污染來源相比于烷基類和芳香基更廣,這與它們在商業中的廣泛應用有關.

3.2 對于入海口的12 種水生生物的體內∑OPEs含量分析發現,大小依次為鰱魚>鯽魚>長眼蟹>梭魚>秀麗白蝦>中華絨螯蟹>似鳊魚>澤陸蛙>粗糙濱螺>日本沼蝦>鳙魚>赤眼鱒魚.營養級更高的魚類含量更高,而營養級較低的日本沼蝦等含量最低,這表明OPEs 在生物體中的分布具有物種差異性.另外,對6 種野生魚類的7 種組織中OPEs 含量分析發現,大小依次為心臟>腦>肝臟>肺泡>肌肉>腸道>鰓.雖然魚類的腦和心臟中∑OPEs 最高,但肝臟仍是主要的蓄積OPEs 的組織,并且腸道攝食是主要的暴露途徑.

3.3 結合BAF 和TMF 分析發現,TBOEP 和TPHP在黃河入海口的水生食物網中存在生物富集與生物放大潛力.另外TCP 和EHDPP 也具有較強的生物蓄積能力,而TCEP、TDCIPP 和TIBP 也有一定的生物放大潛力.

3.4 多數OPEs在黃河入海口并未呈現出生態風險,僅有TDCIPP 表現出較低的生態風險,仍需更加關注,以便為后續的風險管控提供理論依據.