鹵代有機污染物的組織差異性生物富集研究

江逸野，曾艷紅，張艷婷，唐斌，羅孝俊，麥碧嫻

1. 中國科學院廣州地球化學研究所有機地球化學國家重點實驗室，廣州 510640 2. 中國科學院大學，北京 100049 3. 生態環境部華南環境科學研究所國家環境保護環境污染健康風險評價重點實驗室，廣州 510655

多溴聯苯醚（PBDEs）和得克?。―Ps）是2類典型的含鹵有機污染物（HOPs），這些化合物因其良好的阻燃性能曾作為阻燃劑被大規模生產和使用[1-2]。然而作為添加型阻燃劑，在PBDEs和DPs的生產、使用和廢棄處理過程中容易被釋放進入環境，通過大氣和水等輸送，進而影響到區域甚至全球環境[3-5]。由于PBDEs和DPs具有持久性、生物可利用性和生物毒性等特性，在2009—2019年間先后召開的公約大會上，PBDEs已被列入《聯合國關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》，而DPs也被列入了《聯合國關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》的候選名單[1, 6]。盡管目前大部分國家和地區禁止了PBDEs和DPs的生產和使用，但由于前期的大量使用及化合物的環境持久性，PBDEs和DPs引起的環境污染仍然是目前環境科學領域重點關注的問題[7]。

PBDEs和DPs因其高脂溶性，可以在生物體內富集。近幾十年以來，關于PBDEs和DPs在魚體內的富集研究受到廣泛關注，不僅是因為這些有機污染物對魚類有害，同時由于其可能通過水生食物鏈傳遞，對高營養級生物產生危害，包括人類。前期研究發現魚體富集PBDEs和DPs存在顯著的物種差異和組織差異，通常這種差異性歸咎于HOPs的理化性質的不同及生物代謝[8-9]。此外，研究也表明水環境接觸暴露也是水生生物富集污染物的一個重要途徑（如水生生物的皮膚和腮暴露），同時對于與沉積物密切接觸的魚類來說，其皮膚暴露有助于富集沉積環境中的污染物[10]。然而目前關于魚體組織差異性富集，大部分研究僅針對少量幾種組織（如肌肉，肝臟和腦），而對于魚皮和腮等受水環境影響的組織中HOPs分布特征關注極少。因此，對于水生動物（如魚類）中鰓和魚皮等組織中PBDEs和DPs的分布特征如何？這些受水環境顯著影響的組織與魚體內部器官或者組織中PBDEs和DPs的分布是否存在顯著差異？

鯪魚和烏鱧是我國南方大部分地區常見的2類食用魚，其中鯪魚屬于典型的雜食性底棲魚類而烏鱧是一種肉食性魚類。針對以上問題，本研究選取華南一受電子電器廢棄物污染的水域環境中鯪魚和烏鱧作為研究對象，通過分析2種不同食性魚類及其不同組織中PBDEs和DPs的濃度和組成，了解水環境影響的魚體組織中HOPs富集模式及其與魚體內部組織的差異性富集特征。

1 材料與方法（Materials and methods）

1.1 樣品采集與前處理

從廣東清遠（N 23.42°，E 113.01°）一受電子廢棄物污染池塘采集了鯪魚（英文名mud carp，拉丁文名Cirrhinusmolitorella）5條（（417±60） g，（30.3±1.2） cm）和烏鱧（英文名northern snakehead，拉丁文名Channaargus）5條（（109±13） g，（23.1±1.5） cm）。根據魚體不同組織和器官，較全面地采集了2種魚類的鰓、魚鱗、魚皮、肌肉（背部肌肉）、心臟、肝臟、腎臟、腸、魚卵、脂肪和魚鰾，食物是生物體富集HOPs的重要來源，為了更好地比較生物組織差異性富集行為，本研究同時分析了魚體食物殘渣，最終每種魚類樣品共采集到12種不同類型樣品，冷凍保存送回實驗室，待樣品前處理。

樣品前處理：生物組織及食物殘渣樣品冷凍干燥后研磨成粉狀。然后稱取適量干質量樣品（肌肉、魚鰓和魚鱗樣品稱取約2.0 g；其他組織樣品按照實際干質量全部進行前處理分析），同時每11個樣品做一個空白控制樣，加入回收率指示物（BDE77、BDE181、BDE205和13C12-BDE209）后，用丙酮/正己烷混合溶劑（1∶1,V∶V）150 mL索氏抽提24 h。樣品抽提液旋轉蒸發濃縮后轉換溶劑為正己烷，樣品定容至10 mL后取1 mL用于樣品的脂肪含量測定（重量法），剩余9 mL樣品加入濃硫酸氧化去除脂肪2次，每次加3 mL濃硫酸。除脂后的樣品用3 mL去離子水萃取2次，至樣品溶液顯示中性后過無水硫酸鈉除水。樣品濃縮至1～2 mL，然后過酸性硅膠復合柱（i.d.=1.0 cm）（從下往上：中性硅膠（8 cm），酸性硅膠（8 cm, 44% H2SO4,m∶m），無水硫酸鈉（2 cm）凈化和分離目標化合物。復合柱先用35 mL正己烷/二氯甲烷（1∶1,V∶V）洗脫獲得PBDEs和DPs，氮吹定容后加內標（4-F-BDE67、3-F-BDE153和BDE128），用GC/MS分析測試。

1.2 儀器分析及質量控制與保證

本次檢測的HOPs包括：PBDEs（BDE28、47、66、85、100、99、138、154、153、183、196、197、203、208、207、206和209）和DPs（syn-DP和anti-DP）。低溴代PBDEs（BDE28、47、66、85、100、99、138、154和153）及DPs的定量分析采用安捷倫氣相色譜-質譜聯用儀（6890N GC-5975B MS），負化學離子源（NCI），選擇離子掃描模式（SIM）為檢測模式。色譜柱采用DB-XLB（30 m×0.25 mm×0.25 μm，Agilent）。高溴代PBDEs（BDE183、196、197、203、208、207、206和209）測定采用島津氣相色譜-質譜聯用儀（Shimadzu GCMS-QP2010），負化學離子源，選擇離子檢測模式檢測，色譜柱為DB-5HT（15 m×0.25 mm×0.10 μm，Agilent）。syn-DP、anti-DP、BDE209和13C-BDE209的定量檢測離子分別為651.8、653.8、486.7和494.7。其余化合物的定量離子為79，柱溫程序參考文獻[11]。

整個前處理過程所有器皿洗滌烘干后依次用色譜純溶劑丙酮、二氯甲烷和正己烷清洗。實驗過程中QA/QC措施則主要包括在每個樣品中添加回收率指示物，在批量處理樣品（每11個）時添加程序空白樣品等保證分析方法準確性和可靠性。在進行儀器分析時，每天進一個固定濃度的日校正標樣，確保儀器運行的穩定。方法空白中有痕量PBDE單體（BDE28、BDE47、BDE99和BDE100）檢出，且這些PBDE單體的檢出濃度范圍為0.5～11.8 ng·g-1，其含量顯著低于樣品中PBDEs含量?；厥章侍娲顱DE77、BDE181、BDE205和13C12-BDE209的回收率范圍分別為88%～123%、86%～119%、74%～117%和54%～129%。方法檢出限定義為空白溶劑的10倍信噪比，計算得出PBDEs及DPs的方法檢出限范圍為0.7～1.75 ng·g-1（以濕質量計）。

2 結果與討論（Results and discussion）

2.1 魚體組織中PBDEs和DPs含量水平

鯪魚和烏鱧各組織中PBDEs和DPs濕質量歸一化濃度（ng·g-1）如圖1（a）和圖1（b）所示。同一物種不同組織中污染物含量差異大（含量差異可達2～3個數量級）。對于PBDEs來說，鯪魚各組織或器官中PBDEs平均含量依次為脂肪（9 960 ng·g-1）>魚鰓（2 940 ng·g-1）>心臟（1 720 ng·g-1）>腎臟（600 ng·g-1）>肝臟（595 ng·g-1）>魚皮（503 ng·g-1）>魚卵（390 ng·g-1）>魚鰾（330 ng·g-1）>腸道（300 ng·g-1）>肌肉（110 ng·g-1）>魚鱗（13 ng·g-1），烏鱧各組織或器官中PBDEs富集濃度依次為脂肪（28 160 ng·g-1）>肝臟（7 400 ng·g-1）>魚卵（5 570 ng·g-1）>腸道（3 800 ng·g-1）>魚鰾（3 720 ng·g-1）>魚鰓（3 510 ng·g-1）>腎臟（3 360 ng·g-1）>魚皮（400 ng·g-1）>心臟（240 ng·g-1）>肌肉（120 ng·g-1）>魚鱗（28 ng·g-1）。相比PBDEs，盡管魚體組織中DPs含量比PBDEs含量低1～3個數量級，其組織間分布同樣表現出脂肪含量較高的組織（如肝臟、脂肪和魚卵）中DPs濃度（鯪魚：1.3～18.8 ng·g-1，烏鱧：10～20 ng·g-1）顯著高于脂肪含量較低的組織或器官（如肌肉和魚鱗）中DPs濃度（鯪魚：0.1～0.4 ng·g-1，烏鱧：0.1～1.0 ng·g-1）。以上污染物組織間顯著的差異性富集結果表明，在開展污染物生物富集情況的比較時，有必要針對相同類型組織。同時，魚體肌肉組織中污染物平均濃度CPBDEs=115 ng·g-1和CDPs=104.50 ng·g-1，且文獻報道，中國成年居民平均體質量為61.75 kg[12]（以男女人口數目1∶1計算），中國農村居民人均魚類消費量為38.50 g·d-1（以365 d·a-1計算）[13]，據此初步計算PBDEs和DPs每日攝入量分別為71.70×10-6mg·kg-1·d-1和65.15×10-6mg·kg-1·d-1。本研究中PBDEs的日攝入量顯著低于其最低不良反應水平（1 mg·kg-1·d-1）[14]，而DPs由于缺乏相應風險評估標準數據，目前無法對其進行潛在風險評價。然而考慮到PBDEs和DPs的生物持久性及其潛在的生物毒性風險，長期食用以上環境中魚類將可能導致潛在健康風險[14-16]。

圖1 鯪魚和烏鱧不同類型樣品中多溴聯苯醚（PBDEs）（a）和得克?。―Ps）（b）的含量Fig. 1 Polybrominated diphenyl ethers （PBDEs） concentration （a） and dechlorane plus （DPs） concentration （b） in different tissues of mud carp and northern snakehead

如圖1（a）和圖1（b）所示，鯪魚和烏鱧同一組織中污染物富集特征也存在一定差異。除食物殘渣、心臟和魚皮外，烏鱧組織中目標物濃度顯著高于相應的鯪魚組織中目標物濃度（PBDEs：C烏鱧/C鯪魚=1.04～14.4，DPs：C烏鱧/C鯪魚=1.2～18.7）。研究表明，烏鱧營養級（TL）為3.64～4.60，而鯪魚的TL為2.83～4.22，且親脂性較強的污染物在水生食物鏈上往往存在生物放大效應[17]，因此相比鯪魚，烏鱧組織中較高的污染物含量可能與其較高的TL有關。鯪魚屬于雜食性底棲魚類，以浮游植物、浮游動物和有機碎屑為食物，而烏鱧是一種肉食性魚類，以各種小型魚類和水生無脊椎動物為捕食對象。因此，相比鯪魚，烏鱧食物殘渣較低的污染物含量（PBDEs：C烏鱧/C鯪魚=0.27，DPs：C烏鱧/C鯪魚=0.03）可能與2種魚的食物來源有關。烏鱧心臟中污染物濃度顯著低于鯪魚（PBDEs：C烏鱧/C鯪魚=0.70，DPs：C烏鱧/C鯪魚=0.14），且魚皮中PBDEs濃度較低（C烏鱧/C鯪魚=0.80），但烏鱧皮膚中DPs濃度顯著高于鯪魚（C烏鱧/C鯪魚=2.1）。心臟作為一種內臟器官，其污染物的主要來源是內暴露[18]，而魚皮一方面可能受內暴露富集影響，另一方面可能受到水環境暴露的影響[10]。因此，烏鱧心臟和魚皮中PBDEs和DPs含量與鯪魚相應器官或組織中目標物含量水平差異暗示未來研究有必要進一步探究以上組織或器官的污染物富集特征。

進一步分析鯪魚和烏鱧中DPs和PBDEs的組織差異性富集特征，如圖2（a）和圖2（b）所示，2種魚體不同組織中污染物含量（ng·g-1）與其組織脂肪含量顯著正相關（P<0.01）。以上結果表明對于親脂性化合物PBDEs和DPs在魚體大部分組織中的分配過程主要是一個受脂肪含量影響的被動擴散過程，該實驗結果與文獻報道一致[19]。然而，圖2（a）中可以看到明顯的離散值，例如烏鱧肝臟組織中DPs含量和鯪魚食物殘渣中的PBDEs含量顯著高于擬合的線性值，造成以上結果異常的原因可能與肝臟代謝功能及鯪魚復雜食源有關（包括植物、動物和非生物）。

2.2 魚體組織中PBDEs和DPs組成特征

如圖3（a）和圖3（b）所示，鯪魚和烏鱧不同組織中PBDEs組成不同。雜食性鯪魚不同組織樣品中PBDEs組成主要分為三大類型：第1類是以BDE209為主的食物殘渣（占83.6%），第2類是以BDE28為主的魚皮（66.3%）、心臟（63.8%）和肝臟（66.5%），第3類是以BDE47為主的其余組織（腸道、魚鱗、魚鰓、腎臟、魚鰾、肌肉、脂肪和魚卵：58.7%～66.4%）。而對于肉食性烏鱧來說，其組織中PBDEs組成主要是兩大類型：第1類是以BDE28為主的魚皮（71.8%），第2類是以BDE47為主的除魚皮外的其他組織（55.5%～74.3%）。根據前文分析及文獻報道，鯪魚的食物來源復雜，包括浮游植物、浮游動物和有機碎屑，而烏鱧則主要以水生魚類為食，而非生物介質（如沉積物）中PBDEs的主要成分是BDE209（85%）[20]，魚體中BDE47是主要的PBDEs單體[17, 21]，顯然烏鱧和鯪魚食物殘渣中差異性的PBDEs組成與其不同的食性特征相吻合。BDE28是水環境中廣泛存在的主要的PBDEs單體[22]，因此魚皮作為同時受水環境和生物富集影響的組織，烏鱧和鯪魚魚皮組織中BDE28較高的占比表明該組織可能通過水環境富集暴露顯著。此外，本研究發現，鯪魚心臟和肝臟組織中BDE28占比較高，而烏鱧心臟和肝臟以BDE47為主，表明該類型組織中污染物組成存在顯著的物種差異。心臟和肝臟是魚體中供血充足的組織，鯪魚是暖水性魚類，水溫低于14 ℃時，就聚集在深水區較少活動，而烏鱧的生存水溫為0～41 ℃，導致以上差異性富集模式是否與物種本身差異性生理特征有關有待進一步探究。

鯪魚和烏鱧樣品中DPs組成（fanti=anti-DP/（anti-DP+syn-DP））如圖4所示。鯪魚的食物殘渣和腸道的DPs組成（fanti值）（0.77和0.68）與非生物介質的fanti值相近（沉積物0.72，水0.66和懸浮顆粒物0.84）[23]，但顯著高于烏鱧的食物殘渣和腸道中fanti值（0.52和0.54），以上結果再次表明，鯪魚和烏鱧差異性的食物來源，且鯪魚存在從沉積物或環境介質富集污染物的可能。除鯪魚的食物殘渣和腸道外，其他組織中fanti值顯著低于工業品中DPs組成（0.65～0.80）[2]，可能因為食物殘渣中的anti-DPs經由腸道吸收進入體內各個組織的過程中，anti-DPs相較于syn-DPs代謝快，同時鯪魚的食物來源主要是浮游植物和浮游動物等，而這些生物相對更容易富集syn-DPs，該實驗結果與文獻所報道結果相一致[24]。

圖2 鯪魚和烏鱧樣品中脂肪含量與PBDEs （a）和DPs （b）濃度相關關系Fig. 2 Relationship between fat ratios and PBDEs concentration （a） and DPs concentration （b） in mud carp and northern snakehead

比較鯪魚或者烏鱧不同組織間DPs組成發現（圖4），DPs組成在2種魚體組織間無顯著性差異（P>0.05），盡管鯪魚和烏鱧魚鱗中fanti值（鯪魚：0.35±0.06，烏鱧：0.36±0.07）顯著低于其他組織（鯪魚：0.50±0.06，烏鱧：0.52±0.04）。已有研究表明，anti-DP和syn-DP含量較低時，fanti值的計算會存在一定誤差[2]，考慮到本研究魚鱗組織中anti-DP和syn-DP的濃度較低接近檢出限（圖1），因此較低的fanti值可能與anti-DP和syn-DP較低的濃度有關。同時已有文獻報道fanti值大小在一定程度上受其含量影響[2]，因此本研究探討了DPs脂肪歸一化濃度與其組成fanti值的相關關系。如圖5所示，fanti值與DPs脂肪歸一化濃度顯著正相關，表明anti-DP和syn-DP含量較低時其fanti值偏低，因此，以上結果暗示魚體組織中fanti值可能受到DPs含量的影響。然而，anti-DP和syn-DP的差異性吸收和生物代謝過程也可能導致其fanti值的變化，因此有關魚體不同組織DPs組成在的差異性原因有待后期進一步研究。

鯪魚和烏鱧組織中PBDEs和DPs含量差異顯著，脂肪含量較高的組織（如肝臟、脂肪和魚卵中污染物含量顯著高于其在脂肪含量較低的組織或器官（如肌肉和魚鱗），表明對于親脂性化合物PBDEs和DPs在魚體大部分組織中的分配過程主要是一個受脂肪含量影響的被動擴散過程。鯪魚和烏鱧中PBDEs和DPs的組織間差異性組成模式表明魚體不僅僅受到食物暴露的影響，部分組織如魚皮等可能同時存在水環境的外暴露來源。此外，DPs含量與其組成（fanti值）的顯著正相關關系說明魚體組織中DPs組成（fanti值）可能受到其含量影響顯著。因此，以上魚體組織間PBDEs和DPs顯著的差異性富集結果表明在開展水生生物的污染物富集研究時有必要綜合考慮食物和水環境暴露的影響。

圖3 鯪魚（a）和烏鱧（b）不同樣品中PBDEs組成Fig. 3 Concentration ratios of PBDEs in different tissues of mud carp （a） and northern snakehead （b）

圖4 鯪魚和烏鱧樣品中DPs組成（fanti）注：虛線區域代表工業品報道的fanti值（0.65～0.80）。Fig. 4 Concentration ratios of DPs （fanti） in mud carp and northern snakeheadNote: Dash line means fanti （0.65～0.80） of commercial product.

圖5 得克隆組成（fanti）與得克隆脂肪歸一化濃度的相關關系Fig. 5 Relationship between fanti and DPs concentration standardized to fat weight in mud carp and northern snakehead