孫靜，沈華涇，柯紫妍，方淑紅，印紅玲

1.成都信息工程大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，成都 610225

2.中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所城市環(huán)境與健康重點實驗室，廈門 361021

3.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049

4.福建農(nóng)林大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，福州 350002

隨著城市人口密度的不斷增加，新型有機污染物藥物和個人護理品(pharmaceuticals and personal care products,PPCPs)在水環(huán)境領(lǐng)域越來越引起關(guān)注。三氯生的極性較弱(logKow為4.76)且亨利常數(shù)較低(5.05×10-4Pa·m3·mol-1)，在水體中容易被沉積物吸附[1]。據(jù)估計，三氯生在我國每年的使用量為100 t·a-1，排放進(jìn)入環(huán)境中的量為66.1 t·a-1[2]。由于污水處理廠對三氯生的去除率不高，在人口密度較高的城市地表水環(huán)境有較高的生態(tài)風(fēng)險[2-3]。在我國香港[4]、廣州[5-6]等城市河流流域水域中三氯生檢出率和濃度水平較高，濃度范圍從幾百ng·L-1到μg·L-1范圍。環(huán)境濃度下的三氯生對水生生物產(chǎn)生生態(tài)毒效應(yīng)。例如，三氯生對雄性食蚊魚有內(nèi)分泌干擾作用[7]?；谌壬哂休^高的生態(tài)風(fēng)險水平，已有學(xué)者建議將三氯生作為環(huán)境水體中優(yōu)先控制的PPCPs類污染物之一[8]。甲基三氯生是三氯生的甲基化降解產(chǎn)物，比三氯生更具有親脂性和揮發(fā)性，這可能導(dǎo)致該化合物具有更高程度的環(huán)境持久性和生物積累性[1]。

高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法測定時三氯生時，三氯生的母離子經(jīng)碰撞后產(chǎn)生的碎片離子較少，二級質(zhì)譜響應(yīng)能力較弱，故用液相色譜質(zhì)譜法測定三氯生時的靈敏度較低。三氯生的揮發(fā)性較弱(25 ℃下飽和蒸氣壓為8.60×10-5Pa)，不利于氣相色譜質(zhì)譜法測定三氯生。測定前加入衍生化試劑可以顯著增強三氯生在氣相色譜質(zhì)譜中的響應(yīng)值[9]。

避蚊胺是廣泛使用的驅(qū)蟲劑的關(guān)鍵活性成分，廣泛存在于全世界的水生環(huán)境中。避蚊胺的飽和蒸氣壓相對較高(25 ℃下飽和蒸氣壓為0.267 Pa)，在大氣降水中都普遍存在[10]。避蚊胺主要通過污水處理廠污水排放進(jìn)入到水體環(huán)境中。避蚊胺在不同地區(qū)的不同水體中的濃度范圍在ng·L-1至mg·L-1級[11]，而且有明顯的季節(jié)變化規(guī)律(一般夏季濃度高于冬季)[12]。已經(jīng)有證據(jù)顯示避蚊胺能抑制昆蟲和哺乳動物神經(jīng)元遞質(zhì)中的膽堿酯酶活性[13]。避蚊胺對水生生態(tài)系統(tǒng)造成的影響還需進(jìn)一步評估。

目前，針對地表水體中個人護理品的調(diào)查研究區(qū)域較少涉及到中國西南區(qū)域城市成都。本研究選取岷江進(jìn)入成都平原后支流所在區(qū)域(都江堰地區(qū)和成都市主城區(qū))為目標(biāo)區(qū)域，調(diào)查典型個人護理品三氯生、甲基三氯生和避蚊胺的濃度水平，并著重對比它們在成都主城區(qū)和都江堰地區(qū)的河流中的濃度范圍，并評估三氯生和避蚊胺在成都市地表水體中的生態(tài)風(fēng)險。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

12孔防交叉污染固相萃取裝置(Supelco公司，美國)、氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀(QP2010 plus，島津公司，日本)，色譜柱為SH-Rxi-5Sil M5毛細(xì)管色譜柱(30 m×0.25 mm，0.25 μm，島津公司，日本)，載氣為氦氣(99.999%)。多參數(shù)水質(zhì)分析儀(HQ30d，哈希公司，美國)、超聲波清洗器(KQ-500B，昆山市超聲儀器有限公司，中國)、氮吹濃縮儀(JHD-0065，上海極恒實業(yè)有限公司，中國)、Milli-Q純水機(Millipore公司，美國)等。LC-18固相萃取柱(500 mg，6 mL，Supelco公司，美國)，HLB固相萃取柱(150 mg，6 mL，Waters公司，美國)，玻璃纖維濾膜(47 mm，0.7 μm，Whatman公司，英國)。

試劑和標(biāo)準(zhǔn)品：三氯生(99.5%)、甲基三氯生(99.5%)和避蚊胺(98.0%)，均購自Dr.Ehrenstorfer GmbH公司；三氯生-D3(2,4-dichlorophenoxy D3,100 ng·μL-1，環(huán)己烷)和甲基三氯生-D3(methoxy D3,100 ng·μL-1，丙酮)均購自Dr.Ehrenstorfer GmbH公司，衍生化試劑N-(特丁基二甲基硅)-N-甲基三氟乙酰胺(MTBSTFA，5×1 g)購自REGIS公司；甲醇、乙酸乙酯、正己烷和丙酮均為色譜純，購自賽默飛公司；無水硫酸鈉為分析純，購自成都科龍化工試劑公司。

1.2 樣品采集

2017年5月，在都江堰地區(qū)到成都市主城區(qū)河道內(nèi)布設(shè)了20個采樣點，布點主要依據(jù)是成都市人口的密度分布。采樣時期選擇了平水期，采樣前1周內(nèi)未降雨。采樣點經(jīng)緯度如圖1所示。S1～S6采樣點位于都江堰地區(qū)，S1為成都市飲用水源地紫坪鋪水庫的出水口。S2位于外河，未流經(jīng)成都市。S3、S4和S5分別位于江安河、南河和府河的上游區(qū)域。S7和S8采樣點，周邊土地類型主要為農(nóng)田，位于郫都區(qū)，設(shè)為對照區(qū)。S9～S20采樣點位于成都市主城區(qū)。S9和S10為府河流經(jīng)成都市中心城區(qū)的采樣點，S11和S12為南河流經(jīng)成都市中心城區(qū)的采樣點，府河和南河在合江亭處匯合，匯合之后分別采集了S13、S14和S15點。S20、S19和S17為江安河采樣點，江安河與府南河匯合后的采樣點為S16和S18。將所采集樣品裝于棕色玻璃采樣瓶內(nèi)，采集后立即運回實驗室，10 ℃低溫保存。樣品采集時，同時測定了溶解氧、電導(dǎo)率和pH值等常規(guī)水質(zhì)參數(shù)。

圖1 采樣點分布圖Fig. 1 Distribution of the sampling points

1.3 樣品前處理

三氯生和甲基三氯生：分析方法借鑒了文獻(xiàn)[4]中所述方法，并進(jìn)行了適當(dāng)?shù)恼{(diào)整。取500 mL水樣，經(jīng)玻璃纖維濾膜過濾后，加入濃度為100 μg·L-1的三氯生-D3和甲基三氯生-D3的混標(biāo)溶液100 μL作為回收率指示物。用6 mL乙酸乙酯和6 mL甲醇活化C18小柱，再用6 mL超純水淋洗小柱，活化結(jié)束后，將500 mL水樣連續(xù)通過固相萃取柱，流速控制在5～10 mL·min-1左右。富集完畢后，用10 mL超純水淋洗萃取柱，將水抽干，用高速離心機甩干。用10 mL乙酸乙酯洗脫，之后洗脫液通過裝有5～7 g無水硫酸鈉的固相萃取柱，收集于K-D濃縮器中。將脫水后的洗提液用柔和氮氣吹脫濃縮，用正己烷完成溶劑置換，最后定容至0.5 mL。上機測試前加入50 μL衍生化試劑MTBSTFA，70 ℃下衍生1 h，衍生化原理如圖2所示。測定水樣中的避蚊胺所用固相萃取柱為HLB柱，定容溶劑為丙酮，未衍生化，其他步驟同上。

圖2 三氯生的衍生化原理示意圖注：MTBSTFA全稱為N-(特丁基二甲基硅)-N-甲基三氟乙酰胺。Fig.2 Schematic diagram of derivation principle of triclosanNote:The full name of MTBSTFA is N-methyl-N-(tert-butyldimethylsilyl)trifluoroacetamide.

1.4 儀器分析

測定三氯生和甲基三氯生時，流量設(shè)定為1 mL·min-1，進(jìn)樣口溫度為280 ℃，采用不分流進(jìn)樣模式，進(jìn)樣體積為1 μL。電子轟擊(EI)離子源溫度設(shè)定為220 ℃，接口溫度設(shè)定為270 ℃；升溫程序為50 ℃保持1 min，10 ℃·min-1升溫到270 ℃，保持10 min，溶劑延遲時間7.5 min；單離子檢測掃描(SIM)模式，三氯生定量離子347，定性離子310、200。甲基三氯生定量離子304，定性離子254、252。

測定避蚊胺時，流量設(shè)定為0.95 mL·min-1，進(jìn)樣口溫度設(shè)定為225 ℃，采用不分流進(jìn)樣模式，進(jìn)樣體積為1 μL。EI離子源設(shè)定溫度為200 ℃，接口溫度設(shè)定為280 ℃，溶劑延遲時間5 min。掃描模式為SIM模式，避蚊胺定量離子190，定性離子91、119。各目標(biāo)物的100 μg·L-1的標(biāo)準(zhǔn)溶液的色譜圖和實際樣品色譜圖如圖3所示。

圖3 甲基三氯生、三氯生和避蚊胺的標(biāo)準(zhǔn)溶液色譜圖和樣品色譜圖注：A1、B1和C1分別為甲基三氯生、三氯生和避蚊胺的100 μgL-1標(biāo)準(zhǔn)溶液色譜圖；A2、B2和C2分別甲基三氯生、三氯生和避蚊胺的樣品S11的色譜圖。Fig.3 The ion chromatograms of methyl triclosan,triclosan and diethyltoluamide in the 100 μg·L-1 of standard solutions and in water sample extractionsNote:A1,B1 and C1 showed the ion chromatograms of methyl triclosan,triclosan and diethyltoluamide,respectively;A2,B2 and C2 showed the chromatograms of methyl triclosan,triclosan and diethyltoluamide in S11 water sample extractions.

1.5 質(zhì)量控制

實驗分析過程從方法空白、空白加標(biāo)和樣品加標(biāo)等方面進(jìn)行質(zhì)量控制。各目標(biāo)物的線性范圍、校準(zhǔn)曲線、儀器定量限和檢出限和回收率，如表1所示。方法空白中未檢出三氯生、甲基三氯生，方法空白樣品中避蚊胺的濃度為0.425 ng·L-1。避蚊胺的最終濃度是扣除了空白后的避蚊胺濃度。向500 mL不同水樣(超純水、自來水和地表水)中加入50 ng(500 μL、100 μg·L-1)的三氯生和甲基三氯生，得到不同基質(zhì)下的加標(biāo)回收率；向500 mL不同水樣加入10 ng(100 μL、100 μg·L-1)的避蚊胺，得到樣品加標(biāo)回收率。做實際樣品時，加入內(nèi)標(biāo)物三氯生-D3和甲基三氯生-D3各10 ng，加標(biāo)回收率為77.5%～85.4%。逐級稀釋標(biāo)樣，以3倍信噪比對應(yīng)的進(jìn)樣量(進(jìn)樣濃度×進(jìn)樣體積)為儀器檢出限，以10倍信噪比對應(yīng)的進(jìn)樣量(進(jìn)樣濃度×進(jìn)樣體積)為儀器定量限，各目標(biāo)物的標(biāo)準(zhǔn)曲線的線性范圍為0.5～100 μg·L-1，相關(guān)系數(shù)(r2)為0.9981～0.9999。實際樣品定量采用外標(biāo)法定量。

表1 三氯生、甲基三氯生和避蚊胺的線性關(guān)系、儀器檢出限、儀器定量限及回收率Table 1 The linear ranges,the instrument detection limits,the instrument quantification limits,and the recoveries of triclosan,methyl triclosan and diethyltoluamide

1.6 生態(tài)風(fēng)險評價方法

本研究使用風(fēng)險商和概率生態(tài)風(fēng)險評價法預(yù)測這2種化合物對成都市地表水體的生態(tài)風(fēng)險。三氯生和避蚊胺在成都市地表水中的暴露數(shù)據(jù)來自本文的監(jiān)測數(shù)據(jù)，水生生物的毒理學(xué)數(shù)據(jù)篩選自美國環(huán)境保護局的EOCTOX數(shù)據(jù)庫(http:// https://cfpub.epa.gov/ecotox/)，篩選原則如下：(1)毒性數(shù)據(jù)選擇慢性毒性數(shù)據(jù)，即測試終點為無觀察效應(yīng)濃度(no observed effect concentration,NOEC)或最低可見效應(yīng)濃度(lowest observed effect concentration,LOEC)或最大可接受濃度(maximum acceptable toxicant concentration,MATC)或最低或無觀察作用水平(no observable adverse effect level,NOEL)；(2)測試指標(biāo)選擇種群、生物量、生物化學(xué)、繁殖及其他慢性毒性指標(biāo)；(3)暴露類型選擇體內(nèi)活體實驗(靜態(tài)或流水試驗)；(4)淡水實驗環(huán)境；(5)當(dāng)同一種生物在同一個測試終點有多個毒性數(shù)據(jù)時，取最小值作為該物種在該測試終點的毒性數(shù)據(jù)。

將獲得的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行升序排列，并且分配等級I，最低的毒性值等級為1，最大的最終毒性值等級為N，用公式P=I/(N+1)計算累積概率。以生物毒性數(shù)據(jù)的濃度為橫坐標(biāo)，以累積概率為縱坐標(biāo)，擬合得到物種敏感度分布曲線(species sensitivity distribution,SSD)。本研究采用荷蘭國家公共衛(wèi)生與環(huán)境研究院開發(fā)的ETX 2.3軟件推導(dǎo)基于50%置信度下的5%的物種受到危害時的濃度值(hazardous concentration for 5% species affected,HC5)。SSD曲線的數(shù)學(xué)模型選擇對數(shù)正態(tài)分布模型，用ETX 2.3軟件擬合SSD曲線?；隈T永亮[14]構(gòu)建的PERA函數(shù)用Matlab 2016a軟件擬合聯(lián)合概率曲線。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 水樣中三氯生、甲基三氯生和避蚊胺的分布特征

三氯生和避蚊胺在所有有效樣品中都有檢出，三氯生降解產(chǎn)物甲基三氯生在本研究中均未檢出，如表2所示。有報道稱，只有非常少的三氯生轉(zhuǎn)化為甲基三氯生[1]。類似地，甲基三氯生在西班牙東北部地區(qū)的16個地表水樣品中只有一個有檢出[15]。

表2 成都地表水中溶解氧、電導(dǎo)率、pH值以及避蚊胺、三氯生和甲基三氯生的濃度水平Table 2 The dissolved oxygen,conductivity,pH value and the concentration levels of diethyltoluamide,triclosan and methyl triclosan in surface water in Chengdu,China

三氯生的濃度水平依次為：主城區(qū)河道S9～S20(13～77.2 ng·L-1)>對照區(qū)域S7～S8(2.84～10.2 ng·L-1)>都江堰S1～S6(0.7～4.95 ng·L-1)。特別地，江安河的樣點從上游到下游依次為S3、S20、S19和S17。其中，S3為都江堰地區(qū)的水樣，三氯生的濃度明顯很低。隨著河流進(jìn)入成都市，三氯生的濃度逐漸升高。府河的樣點均在成都市內(nèi)，檢測出的三氯生濃度為16.0～61.2 ng·L-1，S17和S18采樣點地處成都市天府新區(qū)且處于下游，三氯生的濃度較高。三氯生在成都市區(qū)內(nèi)的濃度略低于廣州市區(qū)內(nèi)河流中三氯生的濃度[5]，與香港維多利亞港中三氯生的濃度水平(2.5～117.1 ng·L-1)持平[16]，在全國地表水的均值范圍內(nèi)[17]。

避蚊胺的濃度水平依次為：主城區(qū)河道S9～S20(17.0～103.1 ng·L-1)>都江堰S1～S6(0.7～16.2 ng·L-1)。對照采樣點S7～S8中避蚊胺的濃度(3.1～8.8 ng·L-1)也低于主城區(qū)。S1是成都市重要飲用水水源地之一，該樣點中避蚊胺的濃度較對照區(qū)域濃度稍偏高，說明此區(qū)域受周邊人類活動的影響。避蚊胺在成都市主城區(qū)河道內(nèi)的濃度略低于北京市區(qū)的北運河中避蚊胺的濃度水平[18]，高于洞庭湖中避蚊胺的濃度水平[19]。

2.2 基于不同測試終點的三氯生和避蚊胺的PNEC值推導(dǎo)

針對三氯生和避蚊胺的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行篩選，分別收集了包括魚類、蛙、蟾、藻類及大型溞等的慢性毒性數(shù)據(jù)(表3和表4)。經(jīng)Kolmogorov-Smirnov檢驗，數(shù)據(jù)均符合對數(shù)正態(tài)分布(P>0.05)。根據(jù)SSD曲線，三氯生和避蚊胺的HC5值分別為22.8 ng·L-1和25.7 ng·L-1(圖4)，基于種群、生物化學(xué)、行為和生態(tài)學(xué)等指標(biāo)的慢性毒性數(shù)據(jù)的PNEC值(AF=1)分別為22.8 ng·L-1和25.7 ng·L-1。此文獻(xiàn)推導(dǎo)的三氯生的PNEC值接近于其他文獻(xiàn)報道的PNEC值(30 ng·L-1)[17]，本文的受試生物限定在淡水生物，文獻(xiàn)針對三氯生的受試生物為海洋生物菲律賓蛤仔[17]。

圖4 三氯生和避蚊胺的物種敏感度曲線Fig. 4 Species sensitivity distribution curves of triclosan and diethyltoluamide

表3 三氯生對不同水生物種的毒性數(shù)據(jù)Table 3 The toxicity data of triclosan to different aquatic species

表4 避蚊胺對不同水生物種的毒性數(shù)據(jù)Table 4 The toxicity data of diethyltoluamide to different aquatic species

避蚊胺對水生生物的慢性毒性數(shù)據(jù)目前只覆蓋了4種水生生物，營養(yǎng)級數(shù)和物種數(shù)較少。另外，通過ETX2.3和PERA函數(shù)推導(dǎo)的避蚊胺的PNEC值有明顯的差異性，分別為25.7 ng·L-1和207.19 ng·L-1。本文最終采用的是ETX2.3推導(dǎo)出的PNEC值，原因是前者的擬合度更高。本文推導(dǎo)的避蚊胺的PNEC值遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于文獻(xiàn)[19-20]中的基于急性毒性實驗推導(dǎo)出的PNEC值(160 000 ng·L-1)。

2.3 成都市地表水中避蚊胺和三氯生的生態(tài)風(fēng)險評估

利用風(fēng)險商法初步評估三氯生和避蚊胺對成都市地表水環(huán)境的生態(tài)風(fēng)險。三氯生和避蚊胺在岷江上游都江堰市S1～S6采樣點的風(fēng)險商范圍分別為0.03083～0.21711和0.05058～0.64591，生態(tài)風(fēng)險水平較低；在主城區(qū)及下游(S9～S20)采樣點，三氯生和避蚊胺的風(fēng)險商范圍分別為0.57018～3.385596和0.63971～3.80515，生態(tài)風(fēng)險水平較高。然而，用風(fēng)險商的計算存在很多不確定性，只能用作初步篩查計算。

進(jìn)一步用聯(lián)合概率曲線法進(jìn)行概率風(fēng)險評估。利用慢性毒性數(shù)據(jù)和環(huán)境中的濃度建立聯(lián)合概率曲線(圖5)。聯(lián)合概率曲線越靠近X軸，說明毒性效應(yīng)發(fā)生的概率越小。成都市地表水中，三氯生對1%～5%的水生生物造成慢性毒性影響的概率為82.72%～26.89%，避蚊胺對1%～5%的水生生物造成慢性毒性影響的概率為67.25%～2.529%。

圖5 三氯生和避蚊胺在成都市地表水中的生態(tài)風(fēng)險聯(lián)合概率分布Fig. 5 Joint probability curves for ecological risks of triclosan and diethyltoluamide in Chengdu surface water

2.4 生態(tài)風(fēng)險評估的不確定性分析

在對毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行篩選時，尚未考慮受試生物是否為本土物種；由于野外實際環(huán)境暴露條件與實驗室內(nèi)部暴露的條件實驗差異性較大，用實驗室內(nèi)的毒性數(shù)據(jù)預(yù)測野外實際環(huán)境狀況存在不確定性。物種敏感度曲線的模型有很多，包括對數(shù)邏輯斯蒂、波爾Ⅲ模型和對數(shù)正態(tài)分布模型，選擇不同的模型外推HC5值存在差異性。另外，只考慮了一次采樣得到的地表水中的濃度，尚未考慮三氯生和避蚊胺在枯水期、平水期和豐水期濃度的差異性。環(huán)境水體中三氯生更容易沉積到底泥和沉積物中，在進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險評價時只考慮了地表水中的濃度，尚未考慮底泥環(huán)境介質(zhì)中的目標(biāo)物對水生生物的影響。

2.5 常規(guī)水質(zhì)參數(shù)對目標(biāo)污染物賦存的影響

水樣的pH值在7.73～8.44之間，上游都江堰地區(qū)的pH值較高，成都市主城區(qū)的河道內(nèi)pH值略低。由于三氯生的電離常數(shù)pKa值為7.9。水樣pH值的不同可能會影響著三氯生在顆粒物上的吸附機理，在較高的pH值下可能會降低三氯生在顆粒物上的吸附[42]。水體中的電導(dǎo)率與水體中的溶解性總固體之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系。水體中的溶解性總固體含量越高，水體受到的污染程度越高。溶解氧能間接反應(yīng)水體受有機污染的狀況，是衡量水體自凈能力的一個指標(biāo)。上游都江堰地區(qū)河道水樣中的溶解氧含量略高，主城區(qū)內(nèi)水樣的溶解氧含量相對較低。各樣品中三氯生的濃度與溶解氧含量呈現(xiàn)顯著的Pearson負(fù)相關(guān)關(guān)系(r=-0.710,P<0.01)，與電導(dǎo)率有顯著的Pearson正相關(guān)關(guān)系(r=0.715,P<0.01)；類似地，避蚊胺與溶解氧含量有顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(r=-0.648，P<0.01)，與電導(dǎo)率有顯著正相關(guān)關(guān)系(r=0.925,P<0.01)，此研究結(jié)果與其他研究結(jié)果相似[42]。河流的電導(dǎo)率：都江堰S1～S6(291～306 μS·cm-1)<對照區(qū)S7～S8(305～314 μS·cm-1)<主城區(qū)河道S9～S20(357～603 μS·cm-1)，主城區(qū)河道水樣中的溶解性總固體的含量較高，受沿河道周邊人類活動的影響。