吳江平,馮文露,吳思康,胡 鈺,麥碧嫻

廢棄電子垃圾拆解地野生魚類鹵系阻燃劑殘留

吳江平1*,馮文露1,吳思康1,胡 鈺1,麥碧嫻2

(1.安徽師范大學生態(tài)與環(huán)境學院,安徽 蕪湖 241002；2.中國科學院廣州地球化學研究所,廣東 廣州 510640)

為了解廢棄拆解地環(huán)境中電子垃圾相關污染物的含量水平及其生態(tài)風險,本文測試了華南某廢棄電子垃圾拆解地野生鯪魚和鯽魚體內(nèi)多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)、多溴聯(lián)苯(PBBs)、得克隆(DP)和替代型溴系阻燃劑(ABFRs)等鹵系阻燃劑(HFRs)的含量和組成,評估了這些污染物對于野生魚類及食魚野生動物的生態(tài)風險.電子垃圾拆解地鯪魚和鯽魚體內(nèi)∑HFRs的含量范圍分別為1230~1680和141~650ng/g,高于對照區(qū)1~2個數(shù)量級,表明雖然粗獷的電子垃圾回收活動已禁止多年,當?shù)匾吧~類仍然受到HFRs嚴重污染.PBDEs是魚體內(nèi)最主要的HFRs,鯪魚和鯽魚體內(nèi)其分別占∑HFRs的96%和89%.鯪魚和鯽魚體內(nèi)HFRs含量和組成均存在顯著差異,可能與其生活習性、營養(yǎng)級和脂肪含量不同有關.風險評估結(jié)果顯示,PBDEs對野生魚類及食魚野生動物均具有較大的生態(tài)風險.

鹵系阻燃劑；多溴聯(lián)苯醚；電子垃圾；野生魚類；生態(tài)風險

鹵系阻燃劑(HFRs)是一類具有阻燃能力的含鹵素(主要為溴和氯)有機化合物,被廣泛添加于塑料、紡織品和電子電器等產(chǎn)品中以降低其發(fā)生火災的風險[1].多溴聯(lián)苯(PBBs)、多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)和得克隆(DP)是使用量較大的HFRs.由于這些化合物在環(huán)境中具有持久性、可生物蓄積性、長距離遷移性和較強的生物毒性,PBBs和PBDEs已經(jīng)自動退出生產(chǎn)或被政府(組織)禁用或限用,DP最近也被斯德哥爾摩公約持久性有機污染物(POPs)審查委員會認定符合POPs標準[2].然而,這些化合物還將從已添加的產(chǎn)品及污染的環(huán)境介質(zhì)(土壤和沉積物等)中持續(xù)釋放到環(huán)境.此外,為了達到嚴格的消防標準,生產(chǎn)廠家逐漸使用一些非PBDE類溴系阻燃劑替代已禁用的PBDEs[3].與PBDEs相似,這些替代型溴系阻燃劑(ABFRs)在產(chǎn)品的使用過程中和產(chǎn)品廢棄后處置不當很容易釋放到環(huán)境[3],這些新型污染物對區(qū)域和全球環(huán)境的不利影響及其潛在的生態(tài)風險也引起了高度關注[3-4].

廢棄電子電器產(chǎn)品(電子垃圾)拆解地是HFRs典型污染地[5-6].由于嚴重的環(huán)境污染,我國在2010年前后開始禁止酸洗和焚燒等粗獷的電子垃圾回收方式,并取締家庭作坊式手工拆解活動,許多電子垃圾拆解地被廢棄[6].然而,廢棄電子垃圾拆解地環(huán)境中HFRs含量仍然較高[6].野生魚類在食物網(wǎng)上既是捕食者,又是被捕食者,對于生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)和能量流動起著重要作用.PBDEs等HFRs暴露對野生魚類從個體和種群水平都可以產(chǎn)生不利影響[7-8],從而可能損害生態(tài)系統(tǒng)的正常功能[9].此外,野生魚體內(nèi)的HFRs可以通過食物鏈傳遞在食魚野生動物體內(nèi)蓄積,并對這些野生生物產(chǎn)生毒害作用.最近的研究顯示,廢棄電子垃圾拆解地野生魚體內(nèi)HFRs含量較高[10-11],這些廢棄場地中野生魚類HFRs的含量、組成及暴露風險尚需深入研究.

廣東省清遠市龍?zhí)伶?zhèn)是我國主要的電子垃圾拆解地之一.該地電子垃圾拆解活動始于20世紀90年代初,高峰時期約有1300個手工作坊式拆解工廠,每年電子垃圾拆解量超過170萬t,是我國最大的電子垃圾拆解地之一.由于嚴重的環(huán)境污染,當?shù)卣?014年前后取締了粗獷的電子垃圾拆解活動.為了探尋電子垃圾拆取締后當?shù)丨h(huán)境中HFRs殘留水平,本研究測試了該廢棄電子垃圾拆解地野生鯪魚和鯽魚體內(nèi)PBDEs、PBBs、DP和6種ABFRs(十溴二苯乙烷(DBDPE)、1,2-雙(2,4,6-三溴苯氧基)乙烷(BTBPE)、六溴苯(HBB)、五溴甲苯(PBT)、五溴乙苯(PBEB)和二甲基四溴苯(pTBX))等HFRs的含量與組成,并評估了這些污染物暴露對野生魚類及食魚野生動物的生態(tài)風險.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

鯪魚(=10)和鯽魚(=10)于2015年采集于廣東省清遠市龍?zhí)伶?zhèn)廢棄電子垃圾拆解地一自然池塘(23°36′N,113°04′E).所有魚類樣品的體長均<15cm.同時,在非電子垃圾拆解地(離該電子垃圾拆解地以北約100km)一自然池塘采集了大小相似的鯪魚(=6)和鯽魚(=6)作為對照樣品.樣品采集后冰袋保存,運回實驗室后置-20°C保存.

1.2 HFRs含量測定

樣品經(jīng)真空冷凍干燥48h后,每條整魚樣品用粉碎機粉碎、混勻.準確稱取約2g混勻后樣品,用無水硫酸鈉研磨并添加回收率指示物(BDE-77、BDE-181和13C-BDE-209).樣品經(jīng)丙酮/正己烷混合溶劑(1/1,/)索氏抽提48h.抽提液濃縮至10mL,取1mL進行脂肪含量測定(重量法).剩余9mL抽提液濃縮后經(jīng)凝膠滲透色譜柱去除脂肪,并經(jīng)多層硅膠氧化鋁色譜柱進一步凈化.凈化后的抽提液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮后轉(zhuǎn)換溶劑為正己烷.氮吹至近干,用異辛烷定容至200μL,加入定量內(nèi)標(BDE-118和BDE- 128)后利用氣相色譜/質(zhì)譜(GC/MS)測試.樣品前處理具體過程參見文獻[12].

使用GC-MS-NCI(Agilent 7890A-5975MS)測定HFRs含量[10,12].采用DB-XLB毛細色譜柱(30m× 250mm i.d.×0.25μm;J&W Scientific)分離低溴代PBDE同系物(BDE-28、BDE-47、BDE-66、BDE- 99、BDE-100、BDE-138、BDE-153、BDE-154和BDE-183)、BB-153、BB-209、-DP、-DP、HBB、PBT和PBEB.高溴代PBDE同系物(BDE-196、BDE-197、BDE-202、BDE-203、BDE-206、BDE-207、BDE-208和BDE-209)、DBDPE和BTBPE采用DP-5HT毛細色譜柱(15m×0.25mm i.d.×0.10μm;J&W Scientific)分離.載氣為高純氦氣,反應氣為甲烷.離子源壓力為2.4× 10-3Pa,離子源溫度為230℃,界面溫度280℃.采用無分流進樣,進樣量為1 μL,進樣口溫度290℃.GC升溫程序參照文獻[10,12].MS采用選擇性離子模式(SIM),目標化合物掃描離子荷質(zhì)比(/):DP為653.8和651.8,13C-BDE-209為486.7和488.7,其它目標化合物為79和81.

1.3 質(zhì)量保證與質(zhì)量控制(QA/QC)

質(zhì)量控制和保證措施包括回收率指示物添加、程序空白、基質(zhì)加標和樣品重復樣分析等.真實樣品中回收率指示物BDE-77、BDE-181和13C-BDE- 209的平均回收率分別為94.3%、98.9%和89.8%.基質(zhì)加標(4種ABFRs、-DP、-DP和11個PBDE同系物)得到的加標物的回收率范圍為75.9%~104%.每批11個樣品設置1個程序空白樣品.程序空白中檢測到DP和一些PBDE同系物,但含量低于真實樣品中該化合物含量的1%.樣品最終含量經(jīng)空白校正.3個鯪魚樣品重復樣中目標化合物(除BDE-209)測定值的相對標準偏差(RSD)均<10%, BDE-209的RSD為28%.

目標化合物的檢測限(LOD)按程序空白中的含量加3倍標準偏差計算.對于程序空白中未檢出的化合物,其LOD按5倍信噪比(S/N)計算.魚體樣品中PBDEs和PBBs、DPs和ABFRs的檢測限分別為0.04~0.11、0.01~0.05和0.01~0.11ng/g濕重.

2 結(jié)果與討論

2.1 魚體中HFRs含量

廢棄電子垃圾拆解地及對照區(qū)野生鯪魚和鯽魚樣品中∑PBDEs(17個PBDE同系物含量之和)、∑PBBs(BB-153和BB-209含量之和)、∑DPs(- DP和-DP含量之和)和∑ABFRs(DBDPE、BTBPE、HBB、PBT、PBEB和pTBX含量之和)含量見表1.電子垃圾拆解地魚類樣品中∑PBDEs、∑PBBs和∑DPs的含量高于對照區(qū)1~3個數(shù)量級, ∑ABFRs含量也是對照區(qū)的2~3倍,表明當?shù)匾吧~類已受到HFRs嚴重污染.鯪魚體內(nèi)∑PBDEs脂肪歸一化含量(均值:24.8μg/g)與2010年(整魚,32~ 39μg/g)[13]、2014年(肌肉,18μg/g)[11]和2016年(整魚,12μg/g)[10]采集于同一電子垃圾拆解地鯪魚體內(nèi)∑PBDEs含量相當.鯽魚體內(nèi)∑PBDEs脂肪歸一化含量(均值:22.3μg/g)和∑ABFRs含量(均值:430ng/g)也與2016年采集于該廢棄電子垃圾拆解地鯽魚體內(nèi)這些污染物含量(∑PBDEs:20.6μg/g,∑ABFRs: 130μg/g)[10]相近.然而,廢棄電子垃圾拆解地鯪魚體內(nèi)∑PBDEs、∑DPs和DBDPE脂肪歸一化含量高于華南非電子垃圾拆解地野生鯪魚體內(nèi)這些污染物的報道值(∑PBDEs:9.3~170ng/g,∑DPs:1.9~36ng/g, DBDPE:0.09~1.3ng/g)[11]1~4個數(shù)量級.這些研究表明,盡管粗獷的電子垃圾拆解活動已經(jīng)取締,當?shù)匾吧~體中HFRs含量仍然極高.廢棄電子垃圾拆解地野生魚體內(nèi)較高的HFRs含量可能與下列因素有關:(一)這些污染物在環(huán)境中的自然降解速度較慢;(二)早期電子垃圾拆解過程中隨意丟棄的塑料等不可回收部分在南方常年氣溫較高的條件下,這些廢棄物中HFRs等揮發(fā)性有機污染物很容易釋放到環(huán)境,從而在生物體內(nèi)蓄積;(三)已經(jīng)受到HFRs污染的環(huán)境介質(zhì)(如早期焚燒跡地土壤)是廢棄電子垃圾拆解地重要的污染源[6],這些介質(zhì)中的HFRs在合適條件下經(jīng)淋溶、揮發(fā)等方式再次進入到環(huán)境并在野生魚體內(nèi)蓄積.電子垃圾拆解地廢棄后,當?shù)貍鹘y(tǒng)的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(如水產(chǎn)養(yǎng)殖和水稻種植等)仍在進行,當?shù)丨h(huán)境中極高的HFRs等電子垃圾相關污染物對野生生物及居民的健康影響應引起高度關注.

表1 廢棄電子垃圾拆解地和對照區(qū)野生鯪魚和鯽魚脂肪(%)及HFRs含量(ng/g)

注:括號內(nèi)為范圍,括號外為均值.

*< 0.05, **< 0.0001

鯪魚體內(nèi)∑PBDEs、∑PBB和∑ABFRs等HFRs的含量均顯著高于鯽魚(檢驗,<0.05)(圖1(a)).鯪魚是一種底層魚類,主要以藻類、高等植物殘體及有機碎屑為食,攝食時喜用下頜在沉積物表面刮取著生藻類.HFRs是一類憎水性有機污染物,其在水體中主要分布于沉積物及有機顆粒物中[2-4],鯪魚獨特的生活和攝食習性可能導致了其體內(nèi)HFRs的高蓄積.此外,生物的脂肪含量也是影響HFRs等親脂性有機污染物生物蓄積的重要因素.本研究鯪魚體內(nèi)脂肪含量(5.8%)顯著高于鯽魚(1.5%)(圖1(b)),從而導致了鯪魚體內(nèi)HFRs含量較高.魚類的食量也影響其體內(nèi)HFRs等污染物的蓄積.鯽魚因腸道較細、腸壁較薄,其對食物的機械性消化能力及食量均低于鯪魚,也可能是鯽魚體內(nèi)HFRs較低的原因之一.然而,鯽魚體內(nèi)∑DPs含量卻顯著高于鯪魚(圖1(a)),可能與DP在水生食物鏈上具有較高的生物放大能力有關. 前期關于淡水食物網(wǎng)上DPs的營養(yǎng)級放大因子(TMF)研究發(fā)現(xiàn),-DP和-DP在本池塘食物網(wǎng)中具有較大的生物放大能力(TMF分別為11.3和6.5)[14],而鯽魚的營養(yǎng)級(TL=3.30)高于鯪魚(TL= 3.07)[15].

2.2 魚體中HFRs組成

鯪魚和鯽魚體內(nèi)均以PBDEs為最主要的HFRs,兩種魚類PBDEs含量分別占∑HFRs含量(∑PBDEs、∑PBBs、∑DPs和∑ABFRs含量之和)的96.4%和88.7%(圖2).然而,鯽魚體內(nèi)DPs的相對含量(7.3%)顯著高于鯪魚(1.0%)(檢驗,< 0.0001),可能是由于鯽魚對DPs具有較大的生物放大能力.前期關于淡水食物網(wǎng)上DPs的營養(yǎng)級放大因子(TMF)研究發(fā)現(xiàn),-DP和-DP在本池塘食物網(wǎng)中具有較大的生物放大能力(TMF分別為11.3和6.5)[14],而鯽魚的營養(yǎng)級(TL = 3.30)高于鯪魚(TL = 3.07)[15].與對照區(qū)相比,廢棄電子垃圾拆解地魚體內(nèi)PBDEs相對含量較高,而ABFRs的相對含量較低(圖2),表明近年來ABFRs在華南地區(qū)已替代PBDEs大量使用,這與前人的研究結(jié)果相符[16].最近的研究顯示,ABFRs在全球范圍內(nèi)(如亞洲、歐洲和北美)廣泛檢出[17-20],其含量甚至超過了PBDEs,這類新型污染物的環(huán)境行為及其生態(tài)毒理學和健康效應應引起高度關注.

鯪魚和鯽魚均以BDE-28、BDE-47、BDE-100、BDE-153、BDE-154和BDE-209為主要的PBDE單體,這些單體的總含量約占∑PBDEs的97%(圖3).鯪魚和鯽魚體內(nèi)PBDEs組成模式與前期電子垃圾拆解地這些魚體內(nèi)PBDEs同系物組成報道相符[10-13].這種同系物組成模式與電子電器產(chǎn)品中添加的PBDE工業(yè)品同系物組成、PBDEs在環(huán)境及生物體內(nèi)的降解及PBDE單體的生物蓄積能力有關[10-13,15].與鯪魚相比,鯽魚體內(nèi)BDE-100和BDE-154的相對含量顯著升高(檢驗,<0.0001),而BDE-28的相對含量顯著降低(檢驗,<0.0001) (圖4),可能與BDE-100和BDE-154在鯽魚體內(nèi)的生物放大能力較高而BDE-28的生物放大能力較低有關.前期研究證實[15],在本池塘水生生物食物網(wǎng)上, BDE-100和BDE-154的生物放大能力高于BDE-28.

圖2 研究區(qū)和對照區(qū)鯪魚和鯽魚體內(nèi)HFRs組成

圖3 研究區(qū)鯪魚和鯽魚體內(nèi)PBDEs同系物組成

**<0.0001

本文采用anti(-DP與∑DPs的含量比值)表征魚體內(nèi)DP的異構(gòu)體組成.廢棄電子垃圾拆解地鯪魚體內(nèi)的anti值(均值:0.81)顯著高于鯽魚(均值:0.68)(檢驗,<0.0001)(圖4),表明鯪魚較鯽魚對-DP具有更強的選擇性蓄積作用.鯪魚體內(nèi)較高的anti值可能與其獨特的生活習性及較低的營養(yǎng)級有關.前期研究證實,-DP因具有較-DP更大的辛醇-水分配系數(shù)(OW)而在水體底泥中選擇性富集[21],鯪魚的底層生活習性導致了其體內(nèi)anti值相對較高.此外,我們的前期研究發(fā)現(xiàn),魚體內(nèi)anti值與其營養(yǎng)級負相關[14],鯪魚較鯽魚相對較低的營養(yǎng)級也可能是其體內(nèi)anti值較高的原因.與對照區(qū)相比,廢棄電子垃圾拆解地鯪魚體內(nèi)anti值顯著升高(檢驗,= 0.001),而鯽魚體內(nèi)anti值顯著降低(= 0.001).廢棄電子垃圾拆解地與對照區(qū)魚體內(nèi)anti值的差異可能與不同樣點魚體內(nèi)∑DPs含量有關.anti值與∑DPs含量的相關分析結(jié)果顯示,鯪魚體內(nèi)anti值與∑DPs負相關(= -0.57,= 0.09),而鯽魚呈顯著的正相關關系(= 0.81,= 0.004)(圖5).電子垃圾拆解地魚體內(nèi)較高的DPs含量可能導致了該地鯪魚體內(nèi)較高的anti值和鯽魚體內(nèi)較低的anti值.前人的研究也發(fā)現(xiàn)魚類及鳥類體內(nèi)DP的anti值與∑DPs含量具有相關性[22–24],但不同物種及不同∑DPs含量范圍對anti值的影響不盡相同.

圖4 研究區(qū)和對照區(qū)鯪魚和鯽魚體內(nèi)anti-DP的相對含量(fanti)

**< 0.0001

魚體內(nèi)ABFRs以DBDPE、HBB和BTBPE為主,其含量之和占∑ABFRs含量的96%以上(圖6).前人的研究也發(fā)現(xiàn),DBDPE和BTBPE是電子垃圾拆解地生物體內(nèi)主要的ABFRs[10,25-26],可能與DBDPE和BTBPE是PBDEs的主要替代品有關.兩種魚類對ABFRs的蓄積存在種間差異性:鯪魚體內(nèi)DBDBE相對含量顯著高于鯽魚(檢驗,<0.0001),而BTBPE和HBB的相對含量卻顯著低于鯽魚(檢驗,<0.05)(圖6).鯪魚和鯽魚對這些ABFRs的種間差異性蓄積可能與這兩種魚類不同的生活習性及營養(yǎng)級有關.DBDPE是一種極端憎水的有機物,其在水體中主要分布于沉積物中[4].鯪魚的水體底層生活習性使得其較鯽魚對DBDPE的高蓄積.BTBPE和HBB的logOW值分別為7.8和7.07[27],化合物在這一OW范圍通常具有較強的生物放大能力[15],從而導致較高營養(yǎng)級的鯽魚體內(nèi)這些化合物的相對含量較高.

圖5 鯪魚和鯽魚的fanti值與DP總含量(CDPs)的相關性

圖6 廢棄電子垃圾拆解地鯪魚和鯽魚體內(nèi)ABFRs組成

*< 0.05, **<0.0001

2.3 生態(tài)風險評估

我國尚無野生魚類HFRs含量標準.本文根據(jù)加拿大聯(lián)邦環(huán)境質(zhì)量指南(CFEQG)中關于野生魚體內(nèi)PBDEs含量標準及魚體內(nèi)PBDEs含量對食魚野生動物產(chǎn)生危害的含量標準[28],計算了廢棄電子垃圾拆解地鯪魚和鯽魚體內(nèi)PBDEs中值含量和第95個百分位含量的危害熵值(HQ),評估PBDEs中值暴露和高值暴露對野生魚類及對食魚野生動物的生態(tài)風險.HQ按式(1)計算

HQ=BDE/FEGQBDE(1)

式中:BDE和FEGQBDE分別為魚體內(nèi)某PBDE單體含量和該化合物的含量標準(FEQG).當HQ <1時,表示風險較低;1< HQ < 10時,表明有一定風險;當HQ >10時,表明具有較高生態(tài)風險.

表2 廢棄電子垃圾拆解地野生鯪魚和鯽魚PBDEs暴露的危害熵值(HQ)

表3 廢棄電子垃圾拆解地野生魚體內(nèi)PBDEs對食魚野生動物的危害熵值(HQ)

結(jié)果顯示,廢棄電子垃圾拆解地野生鯪魚和鯽魚BDE-47和BDE-99暴露對魚體健康有一定風險(HQ:1.7~7.8),而BDE-100暴露具有較高生態(tài)風險(HQ:42~77)(表2).鯪魚體內(nèi)BDE-209含量對食魚野生動物具有一定生態(tài)風險(中值暴露和高端暴露HQ分別為3.6和5.9),而BDE-47和BDE-153含量對食魚野生動物具有較大生態(tài)風險(HQ值為10.5~23.5) (表3).鯽魚體內(nèi)BDE-47、BDE-99、BDE-153和BDE-209含量對食魚野生動物均具有一定生態(tài)風險(HQ:1.1~7.4)(表3).

3 結(jié)論

3.1 廢棄電子垃圾拆解地野生鯪魚和鯽魚體內(nèi)HFRs的含量范圍分別為1230~1680和141~650ng/g,高于對照區(qū)1~2個數(shù)量級.這一結(jié)果表明,盡管粗獷的電子垃圾回收活動已禁止多年,當?shù)匾吧~類仍然受到這些HFRs嚴重污染.

3.2 鯪魚體內(nèi)PBDEs、PBB和ABFRs含量均顯著高于鯽魚,但DPs含量顯著低于鯽魚.此外,兩種魚體內(nèi)PBDEs、DP及ABFRs組成不盡相同.HFRs在魚體內(nèi)的種間差異性蓄積與兩種魚類不同的生活習性、營養(yǎng)級及脂肪含量不同有關.

3.3 鯪魚和鯽魚體內(nèi)的BDE-47和BDE-100對魚類(HQ = 1.7~77)具有較高的生態(tài)風險,魚體內(nèi)BDE-47、BDE-153和BDE-209對食魚野生動物也具有較大生態(tài)風險(HQ = 1.2~23.5).這些廢棄場地的生態(tài)修復及管理應引起關注.

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Residues of halogenated flame retardants in wild fish from an abandoned e-waste site in South China.

WU Jiang-ping1*, FENG Wen-lu1, WU Si-kang1, HU Yu1, MAI Bi-xian2

(1.School of Ecology and Environment, Anhui Normal University, Wuhu 241002, China；2.Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China)., 2021,41(4)：1886~1892

Due to its serious environmental pollution, crude e-waste dismantling has been banned in China, leaving many abandoned e-waste sites. However, the levels and the ecological risks of e-waste derived contaminants in these sites were not fully understood. In the present study, the concentrations of several halogenated flame retardants (HFRs), including polybrominated diphenyl ethers (PBDEs), polybrominated biphenyls (PBBs), Dechlorane Plus (DP) and alternative brominated flame retardants (ABFRs), were examined in wild mud carps and crucian carps collected from an abandoned e-waste site in South China. The concentrations of ∑HFRs in mud carps and crucian carps ranged from 1230 to 1680ng/g and from 141 to 650ng/g, respectively. These concentrations were 1~2 orders of magnitude higher than those detected in the same species from a reference site, suggesting heavy contamination of HFRs, despite of the fact that primitive e-waste recycling has been regulated for several years. Among the HFRs measured, PBDEs were detected at the highest concentrations contributing 96% and 89% to ∑HFRs in mud carp and crucian carp, respectively. There were significant differences in both the concentrations, and compositions of HFRs between mud carp and crucian carp, possibly resulting from the differences in the feeding habits, trophic level and lipid content between the two fish species. The result of risk assessment showed that PBDEs posed an important risk both for the fish and for piscivorous wildlife.

halogenated flame retardants；PBDEs；e-waste；wild fish；ecological risk

X503.225

A

1000-6923(2021)04-1886-07

吳江平(1976-),男,安徽南陵人,副教授,博士,主要從事持久性有毒物質(zhì)的環(huán)境化學行為及其生態(tài)毒理學效應研究.發(fā)表論文50余篇.

2020-08-25

國家自然科學基金資助項目(22076002);安徽省自然科學基金資助項目(2008085MD123)

* 責任作者, 副教授, jpwu@ahnu.edu.cn