2020, Vol. 40
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2. 河北省药用分子化学重点实验室, 石家庄 050018;
3. 河北省环境科学研究院, 石家庄 050037
2. Hebei Key Laboratory of Medicinal Chemistry for Drug, Shijiazhuang 050018;
3. Hebei Provincial Academy Environmental Science, Shijiazhuang 050037
六溴环十二烷(HBCDs)是继多溴联苯醚(PBDEs)和四溴双酚A(TBBPA)外, 世界第三大溴代阻燃剂, 被广泛应用于电子、化工和建材等领域.由于HBCDs具有较高的毒性、强生物积累性和远距离迁移性, 对人类健康及环境都造成不利影响, 2013年被列入斯德哥尔摩公约受控名单, 我国也于2018年将其列入《优先控制化学品名录(第一批)》.
HBCDs是一种新型环境持久性有机污染物(POPs), 具有立体化学多样性, 理论而言共含16种立体结构.工业生产的HBCDs主要含有α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD 3种异构体, 每个异构体又分别含有一对对映体((-)α, (+)α, (-)β, (+)β, (-)γ, (+)γ-HBCDs)(立体结构见图 1), 在工业品中一般以外消旋形式存在(对映体分数EF = 0.5).长期以来, 人们在研究手性有机污染物的环境行为和生态效应时, 往往忽视了对映体之间的手性差异, 这就导致对该类物质环境行为的调查结果可能存在偏差, 影响污染物风险评价的准确性.研究表明, 当HBCDs经历生物化学过程时, 其异构体和对映体混合物可能发生不同的行为(Liu et al., 2009), 导致HBCDs在环境(Li et al., 2011; Meng et al., 2011)和生物介质(Esslinger et al., 2011)中表现出高度不对称选择性, 产生不同的生物学效应和环境效应.
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| 图 1 HBCDs对映体的立体结构图 Fig. 1 Stereo structure of hexabromocyclododecane(HBCDs) enantiomers |
已有研究表明, HBCDs在环境介质中的富集行为存在异构体选择性.上海市大气中HBCDs浓度水平研究结果显示, 工业区大气中γ-HBCD所占比例最大, 而市区大气中α-HBCD是主要的异构体(Li et al., 2012).在渤海南岸, HBCDs生产企业周边的土壤和沉积物样本中, γ-HBCD是主要的非对映异构体, 而在某些水体样本中则表现出α-HBCD的优先富集(Zhang et al., 2018).Ruan等(2017)在对海洋哺乳动物调查发现, α-HBCD在所有异构体中占有绝对优势.目前, 在环境土壤中, 已有研究考察到HBCDs对映体的富集特征.张等(2013)发现污灌区农田土壤和电子垃圾拆解区土壤分别选择性富集(+)β-HBCD和(-)β-HBCD, 而在塑料垃圾处理地附近的农田土壤中, (-)α-、(+)β-和(-)γ-HBCDs则为主要存在的对映体(Huang et al., 2017).也有研究表明, 华南工业区和电子垃圾回收区农田和林地土壤中的HBCDs对映体组成, 与标准品相比无显著差异(Gao et al., 2011).与上述环境介质相比, 有关土壤-植物体系中HBCDs的污染传递行为鲜少有人关注, 尤其在对映体水平的考察信息更是非常有限.植物是生态系统的重要组成部分, 植物从土壤中的吸收和富集可能是HBCDs迁移转化和进入食物链的潜在途径, 认识这一过程, 对评价HBCDs在陆生生态系统的风险及其对食物链的潜在污染具有重要意义.据了解, 迄今为止, 仅有为数不多的研究对野外采集植物中HBCDs对映体进行了调查分析.在华北地区的定州和新乐采集的玉米、马铃薯、莴苣、韭葱和大蒜(Huang et al., 2017), 天津滨海地区的冬青、柏树和松树(Zhu et al., 2017), 全国的松针(Zhu et al., 2018), 深圳福田国家自然保护区的红树(Li et al., 2019)的研究均发现(-)α-HBCD比(+)α-HBCD优先富集；然而, 在天津海河入海口和大黄埔湿地自然保护区中的萝卜、小麦和芦苇的茎与叶中的研究结果显示, (+)α-HBCD是优势富集的对映体(Zhang et al., 2013).就目前而言, 有关HBCDs在植物体系中的环境行为信息还非常匮乏, 至今仍无统一规律可寻, 亟待开展更多的研究.
白洋淀是华北平原最大的天然淡水湖, 主体位于雄安新区安新县境内, 是新区内最重要的功能水体, 承担着华北地区湿地生物多样性保护和华北平原农产品供应的重要功能, 在京津冀的整体生态格局中具有不可替代的关键作用(刘俊国等, 2019).淀区接纳了来自周边的工业污水、生活污水和农田径流, 近年来上游天然水补给锐减, 除府河外, 其余8条河流均会出现季节性断流, 使白洋淀近似封闭或半封闭水体, 致使淀区各类POPs污染问题日益突出.目前有关阻燃剂类物质的研究还相对较少, 关于HBCDs的检出、分布及迁移研究还未见报道.本研究首次针对白洋淀土壤-植物体系中HBCDs的异构体、对映体污染特征、富集传输与生物有效性进行探索, 为综合评估白洋淀HBCDs的生态安全风险和POPs污染防治提供科学依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验试剂与仪器主要试剂：α-、β-、γ-HBCD标准品购于AccuStandard公司(New Haven, USA), 13C-α-HBCD, 13C-β-HBCD, 13C-γ-HBCD标准品购自Cambridge Isotope Laboratories, Inc.(Andover, USA)；分析用乙腈和甲醇均为色谱纯, 购自Agilent公司(美国), 分析纯的无水硫酸钠、硅胶、氧化铝在使用前均在400 ℃煅烧4 h.
主要仪器：高效液相色谱-串联三重四级杆质谱(HPLC-MS/MS, Agilent, USA, 1290Ⅱ-6470)、PM-β-CD手性柱(200 mm × 4 mm, 5 μm)、真空冷冻干燥机(BenchTop Pro 8L/ZL-105 ℃)、旋转蒸发仪(HEI-VAP/LR20, Heidolph)、氮吹仪(DC-12, 上海安谱公司)、超声波清洗器(KUDOS-SK5200LHC, 上海科导超声仪有限公司)、标准分样筛(100目)、硅胶柱(内径10 mm)、5 mL玻璃注射器(上海医疗器械).
2.2 样品采集根据白洋淀水体分布与土地利用类型, 采取网格法布点, 并结合现场情况, 进行优先分级采点, 淀区(38°44′~38°59′N, 115°45′~116°06′E)内部设置了6个有代表性的陆地采样点(图 2), 其中5个为国控点.采样点可划分为3个区, 府河入口处, 受城市污水影响区域A区(南刘庄点位)；水产养殖和人类活动区域B区(王家寨、圈头、采蒲台和范峪淀点位)；淀边缘区域C区(烧车淀点位).于2018年4月采集了13个植物样本和6个土壤样本, 采样点位详细经纬度情况见表 1.
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| 图 2 白洋淀采样点位分布 Fig. 2 Distribution of sampling sites in Baiyangdian Lake |
| 表 1 采样点位地理信息 Table 1 Geographical information of Sampling point |
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从采样点位分别收集3份土壤和植物样品, 所有样品4 ℃避光保存, 24 h内送回实验室, 并在-20 ℃避光存储.实验前, 用清水分别洗净植物根部和地上组织, 用去离子水彻底冲洗, 滤纸吸干并称重.植物和土壤样品在-90 ℃下预冻12 h, -40 ℃冷冻干燥48 h.将干燥的植物样品剪碎, 干燥的土壤研磨过100目筛.样品处理完成后置于-20 ℃储存.
2.3 HBCDs的提取和净化在Zhang等(2018)的研究基础上, 对HBCDs提取净化流程进行部分调整.向植物样品(10 g)中加入10 μL 13C-α-HBCD和13C-γ-HBCD(浓度均为5 mg·L-1)和50 mL乙酸乙酯进行提取, 土壤样品(10 g)采用1:1(V:V)的二氯甲烷:正己烷提取.摇匀后超声提取1 h.混合物离心后移出上清液, 进行二次提取, 合并的提取液旋蒸至近1 mL, 经多层硅胶柱(内径10 mm)纯化.硅胶柱填料从下到上依次为：无水硫酸钠2.0 g、3%中性氧化铝5.0 g、2%碱性硅胶5.0 g、3%中性硅胶2.0 g、44%酸性硅胶5.0 g、3%中性硅胶2.0 g、无水硫酸钠2.0 g.采用30 mL正己烷预淋洗硅胶柱, 100 mL正己烷:二氯甲烷(1:1, V:V)洗脱分析物.收集流出液, 旋蒸浓缩至近1 mL, 转移至玻璃试管, 氮吹至近干.加入13C-β-HBCD作为内标, 定容至500 μL的甲醇中, 过0.22 μm滤膜后进行HPLC-MS/MS分析.
2.4 HPLC-MS/MS检测在PM-β-CD手性柱上, 采用流动相A(甲醇:水溶液, 30:70, V:V)和流动相B(甲醇:乙腈溶液, 30:70, V:V)以0.4 mL·min-1的流速分离目标物, 柱温为25 ℃, 进样量为10 μL, 梯度洗脱, 洗脱程序见表 2.MS系统采用电喷雾离子源(ESI), 负离子扫描, 多反应监测(MRM), HBCDs和13C标记的HBCDs检测母离子分别为640.7和652.7, 子离子均为79.0.干燥气体温度为300 ℃.质谱条件：锥孔电压20 V, 毛细管电压3.5 kV, 离子源温度110 ℃, 脱溶剂气流量400 L·h-1, 锥孔气流量50 L·h-1, 碰撞气体为He, 碰撞能为15 eV.采用MassLynxTM4.1软件采集和分析数据.
| 表 2 HBCDs梯度洗脱条件 Table 2 Gradient elution conditions of HBCDs |
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基于每个HBCDs异构体是由具有不同旋光性的一对对映体组成, 因而将每对对映体的检测结果相加得到对应的异构体的数据, 3个异构体的浓度相加得到ΣHBCD的数据.
HBCDs对映体在环境样品中的手性组成用对映体分数(Enantiomer Fraction, EF)表示(Zhang et al., 2013).一般标准样品中外消旋体的EF值均为0.5, 但流动相和柱流失可能导致HBCDs的EF值偏离0.5(Marvin et al., 2007), 使用13C标记的HBCD进行校正, 可以有效地避免这种现象(Huang et al., 2017).通过式(1)计算高于检测限(LOD)浓度的HBCDs在土壤和植物样品中的EF值.
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式中, A+和A-分别是(+)α, (+)β, (+)γ-HBCDs和(-)α, (-)β, (-)γ-HBCDs对映体的峰面积, A+C13和A-C13分别是13C标记的(+)和(-)对映体的峰面积.
2.5 质量控制与保证(QA/QC)以13C-α-HBCD和13C-γ-HBCD为回收率指示标准, 以13C-β-HBCD为内标, 每分析10个样品进行一次平行样和方法空白的测定, 以保证样品无污染.土壤样品中13C-α-HBCD、13C-β-HBCD和13C-γ-HBCD加标回收率分别为：(86.5%±8.60%)、(89.3%±7.90%)、(82.0%± 8.90%)；植物样品中13C-α-HBCD、13C-β-HBCD和13C-γ-HBCD加标回收率分别为：(80.5%±5.40%), (81.3%±8.30%), (79.0%±7.45%), 满足实际样品中该类化合物的分析.样品中(-)α-HBCD、(+)α-HBCD、(-)β-HBCD、(+)β-HBCD、(-)γ-HBCD、(+)γ-HBCD的最低检出限LOD分别为0.015、0.020、0.010、0.014、0.010、0.015 ng·g-1(以3倍的信噪比来计算).空白样品中的HBCDs浓度低于检出限.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 土壤和植物中HBCDs的浓度水平南刘庄(NLZ)、圈头(QT)、王家寨(WJZ)、采蒲台(CPT)、范峪淀(FYD)和烧车淀(SCD)淀区陆地采集的6个土壤样本和13个植物样本(以整株植物计)中ΣHBCD的含量检测结果见图 3.土壤样品中ΣHBCD浓度为1.32~8.25 ng·g-1(以干重计), 平均浓度为3.89 ng·g-1.植物样品中ΣHBCD浓度为N.d.~2.18 ng·g-1, 平均浓度为0.69 ng·g-1.
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| 图 3 白洋淀土壤和植物中HBCDs的含量 (每个框中的线条表示中值；方框表示平均值；星号表示最大值和最小值) Fig. 3 Concentrations of HBCDs in soils and plants from Baiyangdian Lake (modifier letter minus sign in each box is for median value; white squareis for average value; asterisk is for max and min value) |
表 3列出了白洋淀不同采样点的土壤中ΣHBCD的浓度分布.从表中可以看出, 各采样位点的ΣHBCD含量水平存在较大差异, 表现为：CPT > QT > FYD > WJZ > SCD > NLZ.在CPT检测到最高浓度的ΣHBCD, 是NLZ(ΣHBCD浓度最低)的6.2倍.CPT为白洋淀人口较密集, 人类活动活跃的区域(B区), 东南紧邻梁庄、梁沟、七间房.3个村庄内聚集了塑料薄膜、塑料日用品等产品生产作坊, 而HBCDs作为阻燃剂添加到塑料产品中, 不可避免的会释放到环境(Huang et al., 2017).B区采样点位属于白洋淀纯水区村镇, 多见沿岸码头设置和鱼虾养殖, 由于船只靠岸缓冲减震利用橡胶轮胎, 以及水产养殖活动泡沫浮漂的使用和堆置, 成为HBCDs污染的潜在污染源.频繁的人类生产和生活活动可能是造成HBCDs污染水平较高的主要原因.对比3个区域的ΣHBCD浓度水平, 发现B区HBCDs的污染情况最严重, 其次为淀边缘区C区, 污染最轻的是接受城市污水区域A区.在A区土壤中检测到最低浓度的ΣHBCD, 表明上游城市污水中存在的HBCDs可能较少, 另一方面也可能是由于NLZ淀区陆地面积相对较小, 少见工业和旅游活动的原因.从整个空间分布来看, 浓度水平较高的CPT、QT、FYD 3个点位均位于淀区南部, WJZ、SCD和NLZ均位于淀区北部, 表明白洋淀南部土壤HBCDs污染较北部严重.
| 表 3 白洋淀不同位点土壤中HBCDs的分布 Table 3 Distribution of HBCDs in soils of different sites in Baiyangdian Lake |
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白洋淀不同采样点采集到的7类陆生植物中ΣHBCD的浓度分布见表 4.不同植物富集HBCDs的能力存在显著差异.在WJZ采集的植物种类最多, 其中ΣHBCD浓度为朝天委陵菜(d) >小蓬草(g) >泥胡草(a) >补血草(e) >蓟草(f)(未检出), 表明样品d对HBCDs的富集能力更高.在不同采样点位的同类植物中ΣHBCD的累积浓度也表现出差异, 如样品d中ΣHBCD浓度水平显示, WJZ最高, QT最低, FYD未检出.所有植物样品中, 位于WJZ的样品d检出ΣHBCD浓度最高(2.18 ng·g-1), 分别是QT、SCD、CPT位点检出浓度的6.8、5.4和3.4倍.
| 表 4 白洋淀不同位点植物中HBCDs的分布 Table 4 Distribution of HBCDs in plants of different sites in Baiyangdian Lake |
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表 5总结了国内外不同地区的土壤和植物中HBCDs污染水平的调查结果.可以看出, 不同采样区域的环境样品中污染物的浓度差异较大.中国莱州湾地区HBCDs生产厂和天津EPS生产厂附近以及华北塑料垃圾处理地, 受污染源排放的影响, 土壤中HBCDs浓度最高达数千ng·g-1, 远高于其他地区.崇明岛、成都等的农田、林地、城市、工业区处于同一污染水平, 浓度低于0.1 ng·g-1.本研究中的白洋淀属自然生态旅游保护区, 无重污染工业, 但由于建筑材料、轮胎泡沫等的长期使用, 以及现场调研发现周边大量的塑料薄膜生产小作坊, 存在一定的污染源, 与表 5中其他研究结果相比, 土壤中HBCDs的浓度处于偏低水平, 比地域上相对独立的崇明岛高2个数量级, 与广州城市郊区和比利时养鸡农场土壤中HBCDs的浓度处于同一水平, 浓度相当.
| 表 5 世界各国土壤和植物中ΣHBCD浓度的对比 Table 5 Comparison of ΣHBCD concentrations in soils and plants worldwide |
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关于HBCDs植物吸收富集的研究很少, 且有限的研究多为实验室培养的行为机理探讨(Li et al., 2011; Zhu et al., 2016; Huang et al., 2016), 野外采样的相关信息极为匮乏.从表 5可以看出, 与土壤样品类似, 靠近EPS和HBCDs生产厂的植物中污染物浓度最高, 在天津EPS生产厂和莱州湾HBCDs生产厂附近的柏树、松树等植物中ΣHBCD浓度最高达数千甚至数十万ng·g-1.福田自然保护区是中国唯一一个位于城区的自然保护区, 距离深圳特区城市新中心区仅2.2 km, 极易受到市区环境污染的影响, ΣHBCD浓度达到数百ng·g-1.挪威等远离城市的区域、华北塑料垃圾处理地、天津大黄堡湿地附近的植物中ΣHBCD浓度与本研究陆生植物中的浓度(< 10 ng·g-1)接近, 但高一个数量级.可见虽然白洋淀陆生植物中已发现HBCDs的存在, 但污染水平相对较低.
3.2 土壤和植物中HBCDs异构体分布在土壤和植物样品中检测到了显著的异构体选择性富集行为(p < 0.05)(表 3, 表 4, 图 4).γ-HBCD在所有土壤样品中均有检出, α-和β-HBCDs的检出率分别为83%和50%.土壤样品中α-、β-和γ-HBCDs的浓度范围分别为：N.d.~2.17 ng·g-1、N.d.~0.49 ng·g-1和0.77~6.59 ng·g-1(表 3).α-, β-和γ-HBCDs在土壤中的平均百分比贡献率分别为27.0%、4.76%、68.24%.在NLZ和FYD土壤中分别检测到α-HBCD和γ-HBCD的最高百分比贡献率(分别为41.50%和100%), 仅在QT、WJZ和CPT 3个点位检测到β-HBCD, 其中WJZ位点百分比贡献率最高(12.75%), CPT最低(5.64%).6个采样点土壤中各异构体的贡献百分比呈现相同的规律, 均为γ-HBCD > α-HBCD > β-HBCD(p < 0.05).γ-HBCD在所有的土壤中表现出最高的检出频率和百分比贡献, 这与许多文献报道一致(Gao et al., 2011; Huang et al., 2017; Zhu et al., 2017).这3种异构体的组成与HBCDs工业品(α-HBCD：10%~13%、β-HBCD：1%~12%、γ-HBCD：75%~89%)相比存在显著差异, 表明HBCDs异构体在土壤中存在立体选择性行为.手性化合物不同的立体构型在经历光解、热解、生物吸收和生物降解等环境过程时会发生不同的立体选择性倾向, 还可能会存在异构体间的相互转化和重排, 均是导致其占比发生变化的主要原因(Håkas et al., 2009; Meng et al., 2011).
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| 图 4 土壤(a)和植物(b)样品中HBCDs异构体的百分比 Fig. 4 Percentage profiles of HBCDs diastereomers in soil (a) and plant (b) samples |
植物中(以整株植物计)HBCDs异构体的组成特征见图 4b.植物样品中α-、β-和γ-HBCDs的检出率分别为72%、61%和72%, 浓度分别为N.d.~0.75 ng·g-1、N.d. ~0.28 ng·g-1和N.d.~1.24 ng·g-1(表 4).在植物中的平均百分比贡献率分别为44.10%、20.95%、34.95%.在多数植物样本中, α-HBCD是主要存在的异构体, 这与许多文献提出的在生物体中α-异构体的含量通常大于β-和γ-异构体的结论一致(Gregg et al., 2008; He et al., 2010; Du et al., 2012).HBCDs异构体组成在植物物种间也表现出显著差异(p < 0.05).例如, QT采集的样品c中α-, β-和γ-HBCDs的贡献率分别为56.41%、13.46%、30.14%, 而样品d中则分别为44.30%, 18.01%和37.69%.HBCDs在植物体内的异构体选择性可能是物种特异性的, 不同植物对不同立体构型的吸收、转化和代谢等多种生物过程的差异导致了不同的异构体组成(田芹等, 2016; Li et al., 2019).目前有关植物HBCDs异构体选择性富集的机制尚未完全了解, 需要更多的研究.
3.3 土壤和植物中HBCDs的对映体选择性富集土壤样品中α-, β-和γ-HBCDs对映体的EF值分别为0.47~0.53, 0.27~0.48, 0.30~0.42(图 5).NLZ和CPT点位的α-HBCD, 以及β-和γ-HBCDs对映体的EF值均显著低于标准溶液(p > 0.05), 而在QT和WJZ点位的α-HBCD对映体的EF值则高于0.5(p > 0.05), SCD点位的α-HBCD对映体的EF值与标准溶液无显著差异.手性有机污染物一般以外消旋体(对映体比值为1:1, 即EF为0.5)形式施用并排放到环境, 但经历了土壤富集和降解、生物吸收和代谢等一系列的环境过程后, 其对映体组成往往会发生变化, 导致某一对映体显著增加, 另一对映体降低.图 6给出了土壤样品中每个HBCDs对映体的富集浓度, 结果表明, β-和γ-HBCDs均在土壤中表现出显著的(-)-对映体的选择性富集行为.在NLZ和CPT点位同样检测到了(-)α-HBCD的优势富集, 但在QT、WJZ点位, (+)α-HBCD则为主要存在的对映体.目前仅有少数研究考察了非生物环境中HBCDs的对映体组成.Gao等(2011)研究了华南两个电子废物回收区和工业区的90个表层土壤中HBCDs的对映体特征, 发现土壤样品和标准品之间的EF值没有显著差异.然而, Huang等(2017)发现塑料废弃物处理地附近的农田土壤中(-)α-、(+)β-和(-)γ-HBCDs对映体的优势富集.更有深入研究表明沉积物中(+)γ-HBCD比(-)γ-HBCD更易降解(Wu et al., 2010), 这可能是由微生物的活动引起的(Davis et al. 2005; 2006).在特定的土壤环境条件下, HBCDs对映体还可能发生异构化作用(Heeb et al., 2010).可见手性化合物对映体在土壤中的富集涉及复杂的生物化学过程, 受到微生物组成和活性、温度以及其他多方面因素的影响, 只有通过系统的研究, 才能总结出对映体选择性产生的关键主控过程与内在原因.
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| 图 5 白洋淀土壤和植物中α-, β-, γ-HBCDs的对映体分数(EFs) Fig. 5 Enantiomer fractions (EFs) of α-, β-, γ-HBCDs in soils and plants in Baiyangdian Lake |
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| 图 6 白洋淀不同位点土壤和植物中HBCDs对映体的分布 Fig. 6 Distribution of HBCDs enantiomers in soils and plants of different sites in Baiyangdian Lake |
本研究中, 与HBCD标准品EF值相比, 植物中(以整株植物计)α-, β-和γ-HBCDs对映体的EF值发生了显著变化(p < 0.05)(图 5), 其EF值分别为0.31~0.62、0.13~0.53和0.22~0.72.仅有样品g(WJZ)和样品d(CPT)中α-HBCD、样品d(CPT)中β-HBCD和样品d(QT和WJZ)中γ-HBCD的EF值高于标准溶液, 样品d(SCD)中β-HBCD、样品d(SCD、CPT)中γ-HBCD的EF值与标准溶液无显著差异, 其他植物样品中的EF值均显著低于0.5.植物样品中每个HBCDs对映体的污染水平(图 6)显示, 在多数植物样品中(-)-对映体的富集浓度高于(+)-对映体, 表明(-)构型更易于在植物体内累积.目前, 已有研究表明HBCDs对映体在植物体内的富集存在选择性.Huang等(2017)发现, (-)α-, (-)β-和(+)γ-HBCDs在玉米中的累积水平显著高于其相应的对映体, 而在小麦体内, (-)α-, (+)β-和(-)γ-HBCDs则表现出更高的富集能力.天津海河入海口和附近自然保护区的萝卜、小麦和芦苇的茎、叶中, (+)α-HBCD是优势富集的对映体(Zhang et al., 2013).本研究中, 多数土壤和植物样品均表现出(-)-对映体比(+)-对映体的检出浓度更高, 再次证明HBCDs进入环境后的对映体选择性富集行为.不同研究报道的植物富集HBCDs对映体的选择性存在差异, 可能是由于物种特异性导致, 也可能受到一些环境过程和生物过程影响.通常认为生物介导的过程是影响手性化合物对映体组成的关键因素, 在植物体中的对映体选择性吸收、酶促转化和降解, 导致了特定对映体的优势累积(Li et al., 2019).
3.4 HBCDs在土壤-植物体系的传输根富集因子(Root concentration factors, RCFs)为污染物在根中的浓度与周围土壤中的浓度之比, 通常用于评估植物根系的生物累积能力(Zhang et al., 2015).传输系数(Translocation factors, TFs)为污染物在地上组织的浓度与根中浓度的比值, 表示污染物从植物根部向地上部的传输能力.基于α-, β-和γ-HBCDs的疏水性存在差异(log Kow分别为5.38、5.47和5.80), 本研究进一步计算了不同植物样品中ΣHBCD和HBCDs异构体的RCFs和TFs, 以探索HBCDs在土壤-植物体系的选择性传输规律.
如图 7a所示, 植物样品的RCFs值为0.12~0.93.不同植物样品对土壤中ΣHBCD的累积能力存在显著差异(p < 0.05), RCFs最大和最小值分别在WJZ的样品a和QT的样品c中检出, 表明植物a根系对HBCDs的富集能力更高, 植物c的累积能力最弱.ΣHBCD的TFs值为0.09~0.81(图 7b), 其中茎向传输能力为样品e >样品b >样品c >样品a, 所有TFs均小于1, 表明HBCDs从根部到地上部的转运有限, 其更倾向于在根部积累.野外红树对土壤中HBCDs的吸收研究显示红树根系的RCFs为0.0009~0.10(Li et al., 2019), 显然其生物累积能力低于本研究考察的植物.Li等(2012)也报道了HBCDs在田间植物中的累积, 生物富集因子BAFs为0.38~1047, 但其对富集能力的评估是以整棵植物而不是根的浓度为基准.目前, 真实环境中植物样品考察HBCDs的RCFs和TFs的研究非常有限, 更多的工作亟待开展.
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| 图 7 4种植物中ΣHBCD的RCFs (a)和TFs (b) Fig. 7 RCFs (a) and TFs (b) of ΣHBCD in 4 plants |
α-, β-和γ-HBCDs在植物样品中的RCFs与logKow之间的关系见图 8a.同种植物对α-, β-和γ-HBCDs的富集能力存在显著差异(p < 0.05), 3种异构体RCFs最大值均在样品a中检出, 分别为1.23、0.65和0.84, 表明了显著的异构体选择性行为.对不同植物而言, 样品a和样品b对logKow最小的α-HBCD表现出从土壤传输到植物根部的最高潜力, γ-HBCD次之, β-HBCD最低；在样品c和样品e中传输能力顺序则为：β-HBCD > α-HBCD > γ-HBCD.显然, HBCDs在植物样品中的RCFs与logKow之间不存在显著的线性关系.有研究表明在小麦中logRCFs与HBCDs异构体的logKow呈显著的负相关关系, 在玉米中呈现正相关(Zhu et al., 2016; Huang et al., 2016), 而对野外红树不同物种的研究与本文结果相同, 均未发现两者之间的相关性(Li et al., 2019).有研究提出, 植物根系对有机污染物的整个吸收过程受多种因素的影响, 如植物种类、植物体的组成成分、植物的蒸腾作用强度、生长环境和状况等(Paterson et al., 1991).不同研究结果的差异, 可能是考察的植物物种不同所导致, 也可能是由于不同研究中植物的暴露方式不同, Huang等(2016)是在水培暴露条件下进行的室内模拟研究, 本研究中的样品则为直接从野外环境采集获得.与实验室研究相比, 实际的野外样品采集研究显示的是真实环境中多种环境介质传导的动态平衡的结果.总体而言, 物种的差异和真实环境的复杂性可能是影响RCFs与logKow之间相关关系的主要原因.
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| 图 8 RCFs与logKow (a)、TFs与logKow (b)的相关关系 Fig. 8 Relationships between RCFs and logKow (a), and between TFs and logKow (b) for HBCDs in plants |
HBCDs各异构体在植物样品中的TFs与logKow之间的关系见图 8b.同种植物对3种异构体的茎向传输存在显著差异(p < 0.05), α-, β-和γ-HBCDs的TFs最大值分别为0.73、0.80和0.94, 且均在样品e中检出, 并且随着logKow的增加而增加, 表明植物对HBCDs的茎向传输亦存在异构体的选择性.HBCDs在不同植物样品中的TFs与logKow之间亦未发现明显的相关性.有研究表明, 疏水性较低的HBCDs更易于从红树根部到茎部的转运(Li et al., 2019), 而茎到叶的传输TFs与logKow之间则没有显著的相关关系.在真实环境中, 植物叶片对大气中气态污染物的吸收是植物累积HBCDs的重要途径(Li et al., 2016; Zhu et al., 2016).可能由于本研究采集的植物样品有些无茎叶的区分, 因此仅分析了从根到地上部的传输, 未进一步考察地上组织茎与叶之间的传递, 导致变化规律不显著.
4 结论(Conclusions)1) 本研究首次报道了中国白洋淀地区土壤和植物中HBCDs的选择性污染水平、生物累积与传输规律.与国内外其他区域相比, 白洋淀地区HBCDs的污染水平相对较低.推测主要受人类活动和周边污染的影响, 南部土壤污染较北部严重.在土壤和植物中检测到显著的异构体和对映体选择性富集行为.
2) γ-HBCD在所有土壤中表现出最高的检出频率和百分比贡献, α-HBCD则是植物中最主要的异构体；在对映体水平, 多数样品均表现出(-)-对映体的优势富集.HBCDs在土壤-植物体系的传递规律表明, 植物a(泥胡草)对HBCDs的根系富集能力最高, 植物e(补血草)的茎向传输能力最强, 且植物对HBCDs的根系富集和茎向传输均存在显著的异构体选择性差异, 但并未发现其与logKow之间的显著相关关系.
3) 本研究对白洋淀HBCDs污染治理提供基础数据.建议淀区治理着重从污染源方面制定措施, 减少人类活动和水产养殖对污染的影响, 重点加强淀区南部HBCDs的污染防治.本研究也将在现有基础上, 继续深入考察污染物的时空分布特征, 及其降解行为和环境归趋, 为该地区综合评估HBCDs的生态安全风险奠定基础.
Covaci A, Roosens L, Dirtu A C, et al. 2009. Brominated flame retardants in Belgian home-produced eggs:Levels and contamination sources[J]. Science of the Total Environment, 407(15): 4387-4396. DOI:10.1016/j.scitotenv.2008.09.057 |
Davis J W, Gonsior S, Marty G, et al. 2005. The transformation of hexabromocyclododecane in aerobic and anaerobic soils and aquatic sediments[J]. Water Research, 39(6): 1075-1084. DOI:10.1016/j.watres.2004.11.024 |
Davis J W, Gonsior S J, Markham D A, et al. 2006. Biodegradation and product identification of[14C] hexabromocyclododecane in wastewater sludge and freshwater aquatic sediment[J]. Environmental Science & Technology, 40(17): 5395-5400. |
Du M M, Lin L F, Yan C Z, et al. 2012. Diastereoisomer- and enantiomer-specific accumulation, depuration, and bioisomerization of hexabromocyclododecanes in zebrafish (Danio rerio)[J]. Environmental Science & Technology, 46(20): 11040-11046. |
Esslinger S, Becker R, Maul R, et al. 2011. Hexabromocyclododecane enantiomers:microsomal degradation and patterns of hydroxylated metabolites[J]. Environmental Science & Technology, 45(9): 3938-3944. |
Eguchi A, Isobe T, Ramu K, et al. 2013. Soil contamination by brominated flame retardants in open waste dumping sites in Asian developing countries[J]. Chemosphere, 23(7): 2365-2371. |
Gregg T T, Kerri P, Tyler O, et al. 2008. Enantioselective bioaccumulation of hexabromocyclododecane and congener-specific accumulation of brominated diphenyl ethers in an eastern Canadian Arctic marine food web[J]. Environmental Science & Technology, 42(10): 3634-3639. |
Gao S T, Wang J Z, Yu Z Q, et al. 2011. 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, 45(6): 2093-2099. |
Haukås M, Mariussen E, Ruus A, et al. 2009. Accumulation and disposition of hexabromocyclododecane (HBCD) in juvenile rainbow trout (onccorhynchus mykirss)[J]. Aquatic Toxicology, 95(2): 144-151. DOI:10.1016/j.aquatox.2009.08.010 |
Heeb N V, Graf H, Schweizer W B, et al. 2010. Thermallyinduced transformation of hexabromocyclododecanes and isobutoxypenta bromocyclododecanes in flame-proofed polystyrene materials[J]. Chemosphere, 80(7): 701-708. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.05.034 |
He M J, Luo X J, Yu L H, et al. 2010. Tetrabromobisphenol-A and hexabromocyclododecane in birds from an e-waste region in South China:influence of diet on diastereoisomer- and enantiomer-specific distribution and trophodynamics[J]. Environmental Science & Technology, 44(15): 5748-5754. |
Huang H L, Zhang S Z, Lv J T, et al. 2016. Experimental and theoretical evidence for diastereomer- and enantiomer-specific accumulation and biotransformation of HBCD in maize roots[J]. Environmental Science & Technology, 50(22): 12205-12213. |
Huang H L, Wang D, Wan W N, et al. 2017. Hexabromocyclododecanes in soils and plants from a plastic waste treatment area in North China:occurrence, diastereomer- and enantiomer-specific profiles, and metabolization[J]. Environment Science and Pollution Research, 24(27): 21625-21635. DOI:10.1007/s11356-017-9792-9 |
Liu W P, Ye J, Jin M Q. 2009. Enantioselective phytoeffects of chiral pesticides[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 57(6): 2087-2095. DOI:10.1021/jf900079y |
Li Y N, Zhou Q X, Wang Y Y, et al. 2011. Fate of tetrabromobisphenol A and hexabromocyclododecane brominated flame retardants in soil and uptake by plants[J]. Chemosphere, 82(2): 204-209. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.10.021 |
Li H, Mo L, Yu Z, et al. 2012. Levels, isomer profiles and chiral signatures of particle-bound hexabromocyclododecanes in ambient air around Shanghai, China[J]. Environmental Pollution, 165: 140-146. DOI:10.1016/j.envpol.2012.02.015 |
Li H H, Zhang Q H, Wang P, et al. 2012. Levels and distribution of hexabromocyclododecane (HBCD) in environmental samples near manufacturing facilities in Laizhou Bay area. East China[J]. Journal of Environmental Monitoring, 14(10): 2591-2597. DOI:10.1039/c2em30231d |
李红华, 商红涛, 王璞, 等. 2014. 四川省部分地区土壤中六溴环十二烷的分布特征[J]. 环境化学, 1(9): 1439-1444. |
Li L, Weber R, Liu J G, et al. 2016. Long-term emissions of hexabromocyclododecane as a chemical of concern in products in China[J]. Environment International, 91: 291-300. DOI:10.1016/j.envint.2016.03.007 |
Li H W, Hu Y X, Sun Y X. 2019. Bioaccumulation and translocation of tetrabromobisphenol A and hexabromocyclododecanes in mangrove plants from a national nature reserve of Shenzhen City, South China[J]. Environment International, 129: 239-246. DOI:10.1016/j.envint.2019.05.034 |
刘俊国, 赵丹丹, 叶斌. 2019. 雄安新区白洋淀生态属性辨析及生态修复保护探讨[J]. 生态学报, 39(9): 3019-3025. |
Marvin C H, MacInnis G, Alaee M, et al. 2007. Factors influencing enantiomeric fractions of hexabromocyclododecane measured using liquid chromatography/tandem mass spectrometry[J]. Rapid Commun Mass Spectrom, 21(12): 1925-1930. DOI:10.1002/rcm.3040 |
Meng X Z, Duan Y P, Yang C, et al. 2011. Occurrence, sources, and inventory of hexabromocyclododecanes (HBCDs) in soils from Chongming Islaarnd, the Yangtze River Delta (YRD)[J]. Chemosphere, 82(5): 725-731. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.10.091 |
Paterson S, Mackay D, Bacci E, et al. 1991. Correlation of the equilibrium and kinetics of leaf-air exchange of hydrophobic organic chemicals[J]. Environmental Science & Technology, 25(5): 866-871. |
Ruan Y F, Lam J C W, Zhang X H, et al. 2017. Temporal changes and stereoisomeric compositions of 1, 2, 5, 6, 9, 10-hexabromocyclododecane and 1, 2-dibromo-4-(1, 2-dibromoethyl) cyclohexane in Marine Mammals from the South China Sea[J]. Environmental Science & Technology, 52(5): 2517-2516. |
Salamova A, Hites R A. 2013. Brominated and chlorinated flame retardants in tree bark from around the globe[J]. Environmental Science & Technology, 47(1): 349-354. |
田芹, 佟玲, 宋淑玲, 等. 2016. 手性污染物六溴环十二烷在食物链传递中的选择性及生物放大作用研究进展[J]. 岩矿测试, 35(6): 569-578. |
Wu J P, Guan Y T, Zhang Y, et al. 2010. Trophodynamics of hexabromocyclododecanes and several other non-PBDE brominated flame retardants in a freshwater food web[J]. Environmental Science & Technology, 44(14): 5490-5495. |
Yu Z Q, Peng P A, Sheng G Y, et al. 2008. Determination of hexabromocyclododecane diastereoisomers in air and soil by liquid chromatography-electrospray tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography A, 1190(1/2): 74-79. |
张艳伟, 阮悦斐, 赵立杰, 等. 2013. 六溴环十二烷在不同用途土壤中的污染特征[J]. 农业环境科学学报, 32(1): 63-68. |
Zhang Y W, Sun H W, Liu F, et al. 2013. Hexabromocyclododecanes in limnic and marine organisms and terrestrial plants from Tianjin, China:Diastereomer and enantiomer-specific profiles, biomagnification, and human exposure[J]. Chemosphere, 93(8): 1561-1568. DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.08.004 |
Zhang Y, Luo X J, Mo L, et al. 2015. Bioaccumulation and translocation of polyhalogenated compounds in rice (Oryza sativa L.) planted in paddy soil collected from an electronic waste recycling site, South China[J]. Chemosphere, 137: 25-32. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.04.029 |
Zhu H K, Sun H W, Zhang Y W, et al. 2016. Uptake pathway, translocation, and isomerization of hexabromocyclododecane diastereoisomers by wheat in closed chambers[J]. Environmental Science & Technology, 50(5): 2652-2659. |
Zhu H K, Zhang K, Sun H W, et al. 2017. Spatial and temporal distributions of hexabromocyclododecanes in the vicinity of an expanded polystyrene material manufacturing plant in Tianjin, China[J]. Environmental Pollution, 222: 338-347. DOI:10.1016/j.envpol.2016.12.029 |
Zhang Y Q, Lu Y L, Wang P, et al. 2018. Transport of Hexabromocyclododecane (HBCD) into the soil, water and sediment from a large producer in China[J]. Science of the Total Environment, 610-611: 94-100. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.08.039 |
Zhu H K, Sun H W, Yao Y M, et al. 2018. Legacy and alternative brominated flame retardants in outdoor dust and pine needles in mainland China:Spatial trends, dust-plant partitioning and human exposure[J]. Environmental Pollution, 243: 758-765. DOI:10.1016/j.envpol.2018.08.097 |