2016, Vol. 36
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2. 中国科学院地理科学与资源研究所, 北京 100101
2. Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Science, Beijing 100101
多溴联苯醚(Polybrominated Diphenyl Ethers，PBDEs)是一类包含有209种同系物的溴代二苯醚类化合物，其化学通式为C12H(0~9)Br(1~10)(ATSDR, 2004).溴原子可以捕获羟基自由基、氧自由基等燃烧反应的核心游离基，达到阻燃灭火目的.由于其阻燃效率高，热稳定性好，价格便宜，因而作为一种添加型阻燃剂被广泛地应用在电子、化工、建材、纺织、石油、采矿等领域中(Jansson et al., 1987; 刘宗峰等, 2007).
作为添加型阻燃剂，由于缺乏化学键的束缚作用，添加于产品中的PBDEs很容易通过挥发、渗出等方式进入环境(WHO, 1994).现有的研究证实，PBDEs已经成为重要的环境污染物，在自然环境(空气、水体、沉积物、土壤、植物等)、野生动物及人体中广泛检出(de Wit, 2002; Law et al., 2003; Hassanin et al., 2004; Moon et al., 2010; Asante et al., 2011; Stapleton et al., 2012; Li et al., 2015).土壤由于其吸附性能优异及存储空间巨大，成为储存和汇聚PBDEs的主要场所(Law et al., 2006; Cheng et al., 2014).污水灌溉与污泥施用是PBDEs进入土壤的重要途径(Eljarrat et al., 2008; Gaylor et al., 2014; Hale et al., 2014)，在美国某长期进行污泥施用的区域，土壤中检测出3到7溴BDE化合物的总量为(17600±2330) μg·kg-1(单位TOC含量)，而未施用污泥的对照区域则未检出PBDEs化合物(Gaylor et al., 2014).除此之外，在我国，粗放的电子垃圾拆解活动释放了大量PBDEs污染物，成为环境中PBDEs的主要来源(袁晶等, 2009).据统计，全球约70%的电子垃圾通过各种渠道进入我国，而国内的电子垃圾数量也逐年递增，因此，我国的电子垃圾处理承受着巨大压力(袁晶等2009).一些典型的电子垃圾处理集散地主要分布在广东贵屿镇、清远龙塘镇、浙江台州等地，大量研究显示，当地水、土、空气等多介质均已面临严重的PBDEs及其他有毒有害污染物的污染(Wong et al., 2007; Li et al., 2011a; Jiang et al., 2012; Dong et al., 2014; Tang et al., 2014; Zhang et al., 2014).拆解地工人及居民血清PBDEs总量及同系物含量均明显高于对照地区，BDE-209更高达其他国家职业暴露人群的15~200倍(Ren et al., 2009).目前，在电子垃圾拆解地已开展的PBDEs研究多集中于污染物在表层土壤、沉积物、大气等介质中的含量(Ma et al., 2009; Wang et al., 2011b)，以及人体暴露风险(Bi et al., 2007; Yuan et al., 2008)等方面，针对农田土壤中PBDEs的行为及分布的研究尚不多见，考虑水旱轮作等特征对农田土壤PBDEs行为影响的研究更未见报道，而这些信息是开展农用地质量评价及农产品质量评估等工作所必需的.因此，本研究选择清远龙塘-石角地区作为研究区，研究农田土壤中PBDEs的含量及空间分布情况，并探讨土壤TOC、水旱轮作等因素对农田土壤PBDEs行为的影响，以期为农用土地质量评估及农产品安全评价提供支撑.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区与样品采集研究区位于广东省清远市清城区龙塘、石角两镇，北纬23°32′32.01″~23°37′56.87″，东经112°57′30.27″~113°05′48.70″，北江下游某段东侧，面积总计约140 km2的范围内.具体地理位置见图 1.
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| 图 1 研究区地理位置 Fig. 1 Location of the study area |
从20世纪90年代起，清远龙塘、石角地区就有小作坊从事拆解废五金、废电线电缆和废电子产品的活动，迄今已发展成为我国第二大主要的电子垃圾市场.据统计，在清远市龙塘、石角地区(以下简称龙石地区)，有超过1300个手工拆解作坊及80000名从事电子垃圾拆解工作的工人，每年约有170万t电子垃圾投放于此(Luo et al., 2009).多数电子垃圾处理工艺简单粗放，致使大量添加于产品中的PBDEs通过挥发、渗出等方式进入环境，并随着大气、水体进行迁移，造成沉积物、土壤及生物圈的广泛污染.多项研究表明，龙石地区空气、表土、沉积物、地表水及生物体内均已检出高浓度的多溴联苯醚(Wang et al., 2011a; Cheng et al., 2104; Wang et al., 2014).其中，电子废物拆解作坊表土中PBDEs和BDE209平均含量最高，且已经发生从处理处置场地向农田土壤迁移的趋势(Luo et al., 2009; Li et al., 2011a).
龙石地区紧邻广州，珠江的重要支流北江流经这里，大燕河穿过龙石地区汇入北江，而北江下游是清远、佛山、广州等市的重要集中式饮用水源地和灌溉水源地，龙石地区的电子垃圾拆解活动对饮用水源的保护构成了严重威胁.龙石地区周边主要从事水稻种植等农业及渔业活动，势必受到电子拆解活动的影响.有研究发现，当地某农田土壤中的PBDEs总含量高达789 ng·g-1 (以土壤干重计)(Zhao et al., 2009)，给农作物质量与人体健康造成潜在威胁.开展龙石地区农田土壤中PBDEs含量及影响因素的研究工作，已经十分迫切而且必要.
于2012年4月采集了研究区内的农田土壤样品.土壤样品的采集按照网格法在研究区内均匀采集.具体操作为：在研究区内，按照1 km×1 km的网格密度采集1个农田表层土壤样品，每个土壤样均选自网格内不小于100 m×100 m的地块，并由地块内3~4个子样品组合而成，以1A为例(图 2a).然后，在2 km×2 km网格内，由4个土壤样品(1A、1B、1C、1D)合并成为1个组合样CS1，用于实际样品的PBDEs分析(图 2b).
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| 图 2 土壤样品采集与分析方法示意图 Fig. 2 Illustration of soil sample and soil composite method |
样品采集时，用不锈钢铲采集各分点0~20 cm耕作层土壤，避开田埂、地头等位置，用小铁铲刮去表层附着的水草、苔藓等后，再行收集.各子样混匀后取1 kg，多余部分用四分法弃去.所采土壤用铝箔包好，装入自封袋后，外套布质样品袋，填好土壤标签放入袋内，并在样品袋上写好土壤编号.采集好的样品运回实验室晾干备用.
由于部分网格区内覆盖水面或丘陵、石场等，无法收集农田土壤样品，只得弃去.最后，研究区内共采集农田土壤样品121件，组合土壤样品35件，即CS1~CS35.研究区实际土壤样品采样点位与组合样品分布示意图见图 3.
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| 图 3 研究区土壤样品实际点位及组合土样示意图 Fig. 3 Sampling sites of farmland soil and composite soil |
根据实际踏勘情况，研究区内龙塘、石角两镇为电子垃圾的主要集散地，其中以龙塘镇为主.比较活跃的电子垃圾拆解作坊主要分布在研究区西南方向(图 3标示“新村”及周边)，历史时期拆解作坊还集中在研究区中部(图 3标示“西泽”及周边)，如今大部分已废弃.研究区西北部沿北江一带(图 3标示“大有岗、大星村”及周边)及东北大燕河沿岸(图 3标示“元丰”及周边)是区内主要的水稻种植区.研究区内月平均温度10.5~33.5 ℃，常年微风，少量3~4级风.
轮作行为是农田土壤区别于其他类型土壤的主要特征.为考察轮作对农田土壤PBDEs行为的影响，选择了研究区西北大星村某农田开展采样工作.该地远离电子拆解活动区，且具有多年水旱轮作历史.该地农田的轮作方式主要有春季水稻(4-7月)-夏季花生(8-11月)-冬季空地(11月-翌年3月)和春季花生(4-7月)-夏季水稻(8-11月)-冬季蔬菜(11月-翌年3月)2种.研究组在两个典型地块内，分别于2012年4月、8月和11月各采集了6~8件农田土壤样品.样品采集方法同网格土壤样品.
同样，为了考察水旱轮作期间水稻田淹水对PBDEs动态的影响，于2012年7月采集了河渠灌溉水(入水)与田间水(出水)进行对比.所有水样使用不锈钢制品收集于1000 mL棕色玻璃瓶中，加入5 mL甲醇作为保护剂，摇匀，低温保存.玻璃瓶使用有美国EPA认证的、溶剂预清洗过的样品瓶.河渠水和田间水样品各采集15个，样品用保温箱运回实验室.
2.2 样品分析方法 2.2.1 标准溶液和主要试剂PBDEs标准样品：混合标准溶液(BDE17, -28, -71, -47, -66, -100, -99, -85, -154, -153, -138, -183, -190, -209)，浓度为1.0 mg·mL-1 (BDE209为5.0 mg·mL-1)，购自Accustandard Co..回收率指示标准样品13C-PCB141购自Cambridge Isotope Laboratories.所用试剂二氯甲烷、正己烷、丙酮均为农残级，购自Fisher Ltd. USA.氧化铝(100目)、硅胶(200目)均购于美国Dikma公司，氧化铝及硅胶制备参考文献(刘庆龙等，2012).
2.2.2 样品提取与净化土壤样品自然风干后研磨过40目筛，取适量(5 g左右)置于索提桶中，加入40 ng回收率指示物13C-PCB141，用150 mL正己烷与丙酮(1:1，V/V)混合溶剂抽提16 h，提取液悬蒸至1 mL并转换为正己烷溶剂.采用复合硅胶柱净化(Jiao et al., 2016)，5层柱自下往上依次为6 cm氧化铝、2 cm中性硅胶、5 cm碱性硅胶、2 cm中性硅胶和6 cm酸性硅胶.用70 mL的正己烷/二氯甲烷(1:1，V/V)混合液洗脱目标物，收集全部洗脱液，正己烷浓缩定容至1 mL，转移至样品瓶中待测.
灌溉水样品在采集24 h内首先经0.45 μm滤膜过滤以去除水中悬浮颗粒物，之后用固相萃取装置使全部水样流经Waters HLB萃取小柱.采用二氯甲烷洗脱，洗脱液转移为正己烷相并定容至1 mL待上机分析.
2.2.3 样品分析方法使用气相色谱-质谱分析PBDEs目标化合物(Bi et al., 2007).色谱条件为：Zebra DB-XLB色谱柱(15 m×0.25 mm×0.1 μm)，流速2.0 mL·min-1.升温程序：110 ℃保持5 min，以20 ℃·min-1升温到200 ℃，保持5 min，再以10 ℃·min-1升温到280 ℃，以20 ℃·min-1升温到305 ℃，保持10 min，共计33.75 min.进样口温度265 ℃，不分流进样.质谱条件为：NCI源，离子源温度230 ℃，阱温度45 ℃，传输线温度280 ℃.除十溴联苯醚(BDE-209)外的其他化合物定量离子为79、81，13C-PCB141定量离子为372、374，BDE209定量离子为466、468.
2.2.4 质量控制采用外标法定量.样品测试前做标准曲线，除BDE209外的PBDEs化合物标准曲线浓度系列为0.1、0.5、1、5、10、50、100、200 ng·mL-1，BDE209化合物的标准曲线浓度系列为0.5、2.5、5、25、50、250、500、1000 ng·mL-1.除BDE209化合物的标线线性相关系数r为0.998外，其他化合物的标准曲线的线性相关系数r均达到0.999以上.测试过程中每批测试样品(20个左右)各添加1个正己烷和1个随标(10 ng·mL-1)用于校正仪器状态.
用方法空白来控制整个实验流程中是否有人为或环境因素带来的污染.每批分析样(8个)带1个空白样，用来确定包装土壤样品的滤纸清洁程度及试剂的纯度.所有空白中均未检出目标化合物.每批分析样(8个)一般带1个平行样，以保证测试结果的再现性.各平行样品PBDEs总量的标准偏差为7.0%~20.4%，平均为12.3%.每批分析样(8个)中1~2个待测样添加回收率指示物13C-PCB141.本研究13C-PCB141在土壤样品中的回收率为74%~119%.
2.3 土壤总有机碳含量(TOC)测定称取2~10 mg干燥土壤(粒度小于0.074 mm)，加入1~2滴浓盐酸去除无机碳成分，然后用超纯水清洗直到中性(pH值为7.0±0.2左右)，再在100 ℃烘干2 h.剩余的总碳即有机碳，使用高频红外碳硫分析仪(HIR944，无锡高速分析仪器有限公司)测定，测定温度为1000 ℃.该方法TOC检出限为0.034%.
2.4 数据处理方法本研究的数据分析主要分为常规统计和地统计，其中，常规统计包括Pearson相关分析、Mann-Wiley双样本分布一致性检验、Kruskal-Wallis H多样本分布一致性检验等，地统计包括克里格插值分析.主要采用专业统计分析软件SPSS 16.0进行分析计算，克里格插值等值线图形分析则采用ArcGIS10.2来实现.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 土壤PBDEs的含量及同系物组成清远地区农田土壤样品中均不同程度地检出PBDEs，总含量在1.8~89.3 ng·g-1(以干重计)之间，BDE 209含量在1.2~80.8 ng·g-1(以干重计)之间.样品中PBDEs含量统计具体见表 1.
| 表 1 清远农田土壤样品中PBDEs含量统计 Table 1 PBDEs concentration in farmland soil from the study area dry weight |
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在本研究邻近区域开展的其他有关农田土壤PBDEs的研究中，Wong等(2007)得到龙塘镇水稻田PBDEs总量为45.1~102.0 ng·g-1(以干重计)，Cheng等(2014)在龙塘水稻田和菜地中测得的8种BDE化合物的总量为31.7~143.0 ng·g-1(以干重计)，Li等(2014)在距龙塘某拆解中心10 km以上区域采集的表土中测得21种PBDEs总量为0.6~65.1 ng·g-1(以干重计)，均与本研究土壤PBDEs含量水平相当.但与研究区其他类型土壤PBDEs含量相比，农田土壤中的PBDEs明显偏低，如龙塘路边土壤(191.0~9156.0 ng·g-1，以干重计)(Luo et al., 2009)、龙塘定安某拆解中心土壤(2908 ng·g-1，以干重计)(Li et al., 2014)、龙塘某电子垃圾焚烧区土壤(151.0~553.0 ng·g-1，以干重计)(Wang et al., 2011)等.说明拆解活动释放的PBDEs在短距离迁移过程中，在农田、道路等土壤中产生富集，且农田土壤的PBDEs受多种环境因素影响，表现出与其他土壤类型不一致的富集特征(Luo et al., 2009).
与同样作为电子废弃物拆解集中地的贵屿土壤PBDEs含量相比，贵屿地区农田土壤PBDEs远超本研究土壤PBDEs含量水平.在Zhang等(2014)在贵屿开展的一项研究中，土壤中10种PBDEs化合物的总和为10.0~6535.0 ng·g-1(以干重计)，平均为1588.0 ng·g-1.刘庆龙等(2012)通过测定贵屿镇周边72 km2内的网格状表土样品，得到BDE209含量范围为40.0~720.0 ng·g-1(以干重计)，其他7种BDEs含量范围为nd~83.0 ng·g-1(以干重计).据报道，广东贵屿倾向于拆解电视、电脑等容易释放PBDEs的元器件，每年的拆解量达300万t (Zhang et al., 2012).而清远龙石地区的拆解活动主要围绕更易释放PCB污染物的电线、电缆等开展(杨中艺等, 2008)，因此，其环境中的PBDEs在含量水平及同系物组成上，都与贵屿存在显著差异(邹梦瑶等, 2009).
商业上使用的含溴阻燃剂主要为3种：五溴联苯醚、八溴联苯醚和十溴联苯醚(WHO, 1994).五溴BDEs主要用于环氧树脂、聚氨酯泡沫、纺织品等产品(WHO, 1994)，八溴BDEs主要添加于ABS树脂、聚碳酸酯、塑料制品中，十溴BDEs则多用于一些合成材料及电子器件、电路板等的阻燃.由图 4可知，本研究区农田土壤中PBDEs同系物的组成分布以十溴联苯醚BDE209为主，占PBDEs总量的45.8%~91.3%，平均占68.8%左右.其次为BDE47、BDE154、BDE183和BDE190，占PBDEs总量的19.7%，其他同系物占PBDEs总量的11.5%.这种以十溴联苯醚为主，其他低溴化合物占比较低的分布特征说明土壤中PBDEs的污染来源主要是十溴产品的使用，反映了该地区电子垃圾拆解活动的影响，也与其他关于电子拆解地土壤PBDEs同系物组成的研究结果一致(Hale et al., 2003; Leung et al., 2007; Wang S et al., 2014).
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| 图 4 农田土壤中各PBDEs组分平均分布图 Fig. 4 Averaged distribution of PBDEs congeners in the farmland soil |
农田土壤与来自焚烧区、垃圾堆弃区及居民区土壤的PBDEs同系物组成对比资料见表 2.对表中各来源土壤做Kruskal-Wallis H多样本分布一致性检验，发现农田土壤和焚烧(堆弃)区土壤内部PBDEs同系物的分布差异不明显，统计得到的p值分别为0.394和0.448，而不同研究得到的居民区土壤PBDEs同系物的分布差异较明显，检验值p=0.024 < 0.05，与居民环境相对复杂有关.将3种来源土壤中PBDEs同系物的平均组成两两比较，农田土壤与焚烧(堆弃)区土壤、农田土壤与居民区土壤及焚烧(堆弃)区土壤与居民区土壤的Mann-Wiley检验结果分别为0.050、0.234及0.028，反映出焚烧(堆弃)区土壤与农田和居民区土壤在PBDEs同系物组成上的显著差异.
| 表 2 不同来源土壤中PBDEs同系物的组成 Table 2 Distribution of PBDEs congeners from different types of soil |
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研究区农田土壤中不同溴原子数化合物及多溴联苯醚总量的空间分布见图 5.图中显示，研究区内农田土壤中PBDEs总量的空间分布与电子垃圾拆解点的空间位置高度一致.目前活跃的拆解作坊区域新村及周边，已废弃的拆解作坊集中地带西泽及周边，以及研究区内电子垃圾的主要集散地龙塘镇、石角镇，都是PBDEs含量的高值区.BDE209作为研究区农田土壤的主要PBDEs同系物，在空间分布上也与PBDEs总量保持一致.除BDE209外的其他同系物在空间分布上则比较分散，在全区北、西、南部都各有不同溴系物富集.
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| 图 5 研究区不同组分化合物空间分布图 Fig. 5 Spatial distribution of SUM PBDEs and SUM non BDE209 BDEs in the study area |
总体上来看，研究区农田土壤中的PBDEs总量和BDE209呈现出以电子垃圾拆解区域为中心，向周围逐步扩散的态势，反映了拆解活动产生的PBDEs向周边农田土壤分散的结果.3~7溴联苯醚呈现在龙塘镇西南方向的临近村落聚集的特征，同时，在研究区西部、北部及新村方向成无规律分散状.并且，溴原子数越少的组分，其在研究区空间的分布越分散.说明低溴化合物在气象条件、土壤特征等因素影响下，从拆解地向周边土壤进行了不同程度的迁移.且在其迁移过程中，有可能发生了高溴化合物降解产物的加入.
3.3 土壤TOC的影响土壤总有机碳含量(TOC)对土壤中的有机污染物富集起到关键的影响作用(Zhang et al., 2008).多数研究认为，土壤有机碳含量越高，其中，有机污染物如多环芳烃、多溴联苯醚等化合物的含量就越高(Jones et al., 1999; Tang et al., 2014).也有研究者认为，土壤有机碳含量和污染物含量之间并不存在明确的线性关系.如Jiang等(2012)认为，TOC和BDE209、BDE203等高溴联苯醚化合物之间线性关系不明显，而与BDE28、BDE47等低溴联苯醚等化合物之间存在显著的正相关关系.
清远-龙石研究区农田土壤的总有机碳含量位于0.4%~2.8%之间，平均为1.62%.将研究区农田土壤中的TOC含量分别与BDE209和非BDE209化合物总量(∑Non-BDE209)相比，从图 6可以看出，研究区土壤BDE209与TOC含量之间呈现显著的相关关系(r=0.704, p < 0.01)，而非BDE209化合物总量与土壤TOC含量之间的关系不明显(r=0.097, p>0.1).说明在清远龙塘-石角地区，土壤TOC对BDE209含量的影响大于对非BDE209的影响.但当去除∑Non-BDE209>4.0 ng·g-1的点位之后(如图 6b中蓝色圈区域)，剩余较低含量的非BDE209化合物与土壤TOC的相关关系变得显著(r=0.612, p < 0.05).经原始记录确认，被去除的点位均位于高速公路及交通干线沿线，推测电子垃圾的运输及沿线散落等可能造成了上述点位非BDE209化合物含量异常偏高，因此，扰乱了与土壤TOC的相关性，但二者是否具有必然联系尚有待考证.
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| 图 6 农田土壤TOC与BDE209(a)及与非BDE209化合物(b)的相关关系 Fig. 6 Correlations between TOC and BDE209 (a) and TOC and ∑Non-BDE209(b) in farmland soil |
将土壤中的PBDEs总量经过TOC的归一化处理(用单位土壤中总PBDEs含量除以TOC含量再乘以100%)，以去除TOC对土壤PBDEs空间分布的影响，效果如图 7所示.可以看到，去除TOC影响后的PBDEs仍在龙塘镇、石角镇及拆解集中地新村周边分布，显示了拆解活动对PBDEs化合物在拆解周边农田土壤发生富集的主导作用.
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| 图 7 去除TOC影响后的土壤中PBDEs的空间分布 Fig. 7 Spatial distribution of soil PBDEs standardized by soil TOC |
在春季水稻-夏季花生-冬季空地轮作方式下，土壤中的PBDEs总量在空闲期平均最高，为(14.7±8.4) ng·g-1(以干重计，下同)；在春季花生-夏季水稻-冬季蔬菜轮作方式下，土壤中的PBDEs总量在春季花生轮作期平均含量最高，为(25.7±18.1) ng·g-1.两种轮作方式下土壤中的PBDEs最低值，均发生在当土壤处于淹水状态时的水稻种植时期，分别为(7.5±4.0)和(18.0±5.9) ng·g-1.总的来看，农田土壤在种植花生或者空闲、处于旱地状态时，PBDEs含量位于较高水平，当种植水稻作物、土壤处于淹水状态时，PBDEs含量转为较低水平.分析认为，水稻田土壤在耕作期内一般会经历2~3次灌水、排水及晒田等农业行为，土壤中的PBDEs污染物会经过灌溉水淋滤、降解或者随排水被带走.
对水稻田淹水期间河渠灌溉水(入水)和田间水(出水)中PBDEs含量进行了分析，分析结果对比图见图 8.总体看来，稻田出水中的PBDEs浓度高于入水PBDEs浓度，分别为(66.8±57.2)和(35.5±27.3) ng·L-1.说明来自河渠的灌溉水进入稻田后，PBDEs在土-水之间进行了再分配，一部分土壤中的PBDEs被淋出进入到田间淹水，之后随排水被带走.但也有5个点位的稻田出水PBDEs浓度低于入水浓度，有可能在上述点位土壤中的PBDEs未发生滤出或水中PBDEs被土壤吸附.由于未开展相关水-土分配机制研究，此处不能得出确切的结论.总之，水旱轮作体系下的农田土壤经历淹水、排水及作物轮作等过程，土壤微环境不断发生强烈的温度、湿度及微生物群落变化.农田土壤中的PBDEs化合物在多因素共同作用下，表现出不确定的动态变化特征.
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| 图 8 稻田淹水期入水与排水中PBDEs浓度对比 Fig. 8 Comparison of water PBDEs in and out of paddy field |
1) 研究区农田土壤中均不同程度的检出了PBDEs化合物，14种PBDEs化合物总量最低1.8 ng·g-1，最高为89.3 ng·g-1，平均为(19.0±20.1) ng·g-1.PBDEs同系物组成以十溴联苯醚BDE209为主，平均占PBDEs总量的68.8%，其次为BDE47、BDE154、BDE183和BDE190，占PBDEs总量的19.7%，其他同系物占PBDEs总量的11.5%.
2) 与其他类型土壤相比，农田土壤的PBDEs含量明显偏低，且在同系物分布上亦与电子垃圾焚烧地土壤中的PBDEs分布明显不同.
3) 土壤有机碳含量是影响农田土壤PBDEs空间分布的主要因素，但在电子垃圾拆解区域，作为PBDEs释放点源的电子垃圾拆解作坊对PBDEs的分布起到更为关键的主导作用.
4) 水旱轮作方式可以影响到农田土壤中PBDEs的含量动态及分布，关于不同轮作方式下土-水PBDEs的分配及动态变化，值得进一步开展深入细致的研究工作.
致谢: (Acknowledgement)：中国地调局李敏、中国地质大学杨忠芳教授对本项目工作提供了指导与支持，青岛大学殷效彩副教授对文中图件的润色提供了帮助，在此一并表示感谢！| [${referVo.labelOrder}] | Asante K A, Adu Kumi S, Nakahiro K, et al. 2011. Human exposure to PCBs, PBDEs and HBCDs in Ghana: Temporal variation, sources of exposure and estimation of daily intakes by infants[J]. Environment International, 37(5) : 921–928. DOI:10.1016/j.envint.2011.03.011 |
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