2017, Vol. 37
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2. 中国农业科学院农业质量标准与检测技术研究所, 农产品质量与食物安全重点实验室, 北京 100081;
3. 中国科学院重庆绿色智能技术研究院, 水库水环境重点实验室, 重庆 400714
2. Key Lab of Agro-product Quality and Safety, Institute of Quality Standards & Testing Technology for Agro-products, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081;
3. Key Laboratory of Reservoir Aquatic Environment, Chongqing Institute of Green and Intelligent Technology, Chinese Academy of Sciences, Chongqing 400714
有机锡是一类含锡化合物的总称, 是典型的人工合成物质, 因其性能特殊, 主要用于船舶的防污涂料、塑料工业生产的稳定剂、农林业的杀虫剂和杀菌剂等 (Craig, 1983).由于有机锡的广泛使用, 目前已有相当数量的有机锡进入各种生态系统 (Hoch, 2001), 从而引起了严重的环境污染.特别是含有TBT和TPhT的船舶防污涂料的使用, 造成了全球范围内水环境的普遍污染 (Gao et al., 2009; Rantakokko et al., 2010; Oliveira et al., 2010; Cao et al., 2009; Furdek et al., 2012).
由于结构特殊, 有机锡可以在环境中长期存在, 通过生物体的生物富集作用, 并通过食物链进入人体, 从而对人体内分泌系统产生干扰作用, 引起人类的基因发生改变, 导致生殖系统异常, 并会诱发儿童性早熟、婴儿免疫力下降等疾病 (王秀嫔等, 2008).其中, TBT和TPhT是迄今为止通过人为活动引入水环境中最毒的化学物质之一, 也是目前已被确认的有机金属化合物中唯一的内分泌干扰物质.研究发现, ng级的TBT和TPhT即可对生物体产生不良影响, 导致海洋软体动物性畸变及其它生理、病理异常, 具有潜在的生态风险 (Graceli et al., 2013).有机锡化合物, 尤其是丁基锡和苯基锡的高毒性在过去几十年中引起了人们的广泛关注.从20世纪80年代初开始, 世界各国对有机锡 (主要是TBT和TPhT) 污染进行了广泛而深入的研究, 内容涉及有机锡的分析监测方法、环境化学行为、性畸变现象的现场调查及有机锡生态毒理学等领域.同时, 世界上许多国家也纷纷制定相应的法规对其使用加以禁止或限制.尽管如此, 我国大部分水域仍旧受到有机锡污染 (Liu et al., 2011; Deng et al., 2015; Gao et al., 2013).
三峡水库自建成以来, 其生态环境和水质安全问题一直受到国内外的广泛关注.三峡库区是典型的河道型水库, 具有流速低、自净能力较弱等问题, 容易受到重金属和持久性有机物的污染.另外, 三峡库区是重要的水运通道, 涉及湖北省和重庆市26个县 (市、区), 流域内支流共有30多条, 库区来往船只频繁, 加上沿线各种工业废水、生活污水和农业废水的直接排入, 容易受到有机锡污染.由于三峡库区许多次级河流河道沿线水运频繁, 包含农业种植区和工业生产区等多种类型, 且春季 (3—5月) 容易发生富营养化 (张晟等, 2010), 水体中有机锡污染和分配情况较为复杂.Gao等 (2006; 2013) 曾对三峡库区部分水环境中有机锡污染进行了调查, 并在2013年5月对三峡库区大宁河和小江这2条典型的次级河流水环境中有机锡浓度及形态分布规律进行了详细研究 (高俊敏等, 2015), 但此前的研究只关注了水环境中有机锡的污染浓度水平, 对于有机锡在水环境不同介质之间的分配情况尚未进行过研究.由于三峡库区春季容易发生富营养化现象, 导致藻类大量生长, 悬浮颗粒物 (SPM) 主要组分发生改变, 由以前的以泥沙为主转变为以藻类等有机质为主, 这可能会影响有机锡化合物在水环境中水体和SPM 2种介质之间的分配 (Chi et al., 2007; Müller et al., 1989).因此, 本文以大宁河和小江作为研究区域, 于2013年3月调查研究2条河流水体发生富营养化期间水环境中TBT和TPhT及它们的降解产物在水体和SPM 2种水环境介质上的浓度水平、比例分布及分配情况, 为进一步了解三峡库区次级河流水环境中有机锡污染的环境行为及制订有机锡污染防治措施提供依据.
2 研究区域 (Study area)本文研究区域与2013年5月高俊敏等 (2015)的研究区域一致, 在富营养化易发的敏感区域大宁河和小江回水区共设置19个采样点, 所有采样点用GPS定位.其中, 大宁河共设置10个采样点 (D1~D10), 自大宁河上游到下游长江入口分别为泰昌大桥、大昌、兴盛、双龙、青龙、下湾、白水河、窑厂沱、巫山和大宁河河口；小江共设置9个采样点 (X1~X9), 自小江上游到下游长江入口分别为高阳码头、下湾、张王庙、马鞍峡、黄石镇、长冲、双江大桥、四方井码头和小江河口.各采样点具体位置见图 1.
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| 图 1 三峡库区次级河流大宁河和小江采样点 Fig. 1 Sampling sites in the Daning River and Xiaojiang River of the TGRA |
一丁基三氯化锡 (MBT, 纯度97%)、二丁基二氯化锡 (DBT, 纯度97%) 和三丁基氯化锡 (TBT, 纯度95%) 均购于比利时ACROS ORGANICS; 一苯基三氯化锡 (MPhT, 纯度98%)、二苯基二氯化锡 (DPhT, 纯度96%)、三苯基氯化锡 (TPhT, 纯度95%)、三丙基锡 (TPrT, 纯度98%) 均购于德国Dr.Ehrenstorfe; 四乙基硼化钠 (NaBEt4, 纯度98%)、环庚三烯酚酮 (Tropolone, 纯度98%)、异辛烷 (HPLC级)、四氢氟喃 (HPLC级) 均购于美国Alfa Aesar; HPLC级的正己烷、无水乙醚、二氯甲烷和甲醇均购于美国Fisher; GF/F玻璃纤维滤膜 (0.70 μm, 47 mm) 购于英国Whatman; 超纯水 (电阻率为18 Ω · cm-1) 由超纯水仪 (MilliQ Biocel, 法国) 制备.
气相色谱-质谱联用仪为Agilent 7890A-5975C；色谱柱为DB-5ms (30 m×0.25 mm ID×0.25 μm), 购于美国Agilent；固相微萃取手动手柄、固相微萃取萃取头 (100 μm, PDMS)、磁力搅拌器和聚四氟乙烯密封隔片顶空瓶均购于美国Supelco公司；KQ-500DB数控超声波清洗器购于昆山市超声仪器有限公司；台式高速冷冻离心机Biofuge Stratos购于德国贺力氏公司；干热式氮吹仪D10-12购于杭州奥盛仪器有限公司；固相萃取仪Agilent SPE system购于美国Agilent；SPE固相萃取柱 (Florisil 1g) 购于美国Waters公司；旋转蒸发仪NE-1101V购于东京理化株式会社.
3.2 地表水溶解态及颗粒态样品采集于2013年3月18—26日 (枯水期, 上游来水流量减小, 水库蓄水发电使水位逐渐消落, 库区水位约155 m, 三峡水库此时段属于中低水位运行) 采用棕色玻璃瓶在各监测点采集表层 (距水面下0.5 m) 水样2 L, 用GF/F玻璃纤维滤膜 (0.70 μm, 47 mm, Whatman, 滤膜使用前置于马弗炉中450 ℃下灼烧4 h, 在干燥器中平衡24 h后称重待用) 过滤.过滤后的地表水样品分为溶解态和颗粒态两部分, 溶解态样品现场立即加入盐酸调节pH至1~2后带回实验室于4 ℃下暗处保存, 颗粒态样品装入铝箔袋放入保温冰盒中于-20 ℃下保存直至分析.
3.3 有机锡的测定 3.3.1 样品前处理溶解态样品的前处理方法同已发表的文献 (高俊敏等, 2015).对于颗粒态样品, 先准确称取附着颗粒态样品的玻璃纤维滤膜, 将滤膜剪碎后置于50 mL离心管中, 然后加入15 mL含0.3 mg· mL-1环庚三烯酚酮的甲醇溶液和1 mL浓盐酸, 涡旋混匀超声处理30 min后, 于5000 r· min-1下离心5 min, 取出上清液转至加有30 mL 30%饱和NaCl溶液的150 mL分液漏斗中, 按同样的方法重复一次提取操作; 再向分液漏斗加入15 mL二氯甲烷, 振荡萃取5 min后静置一段时间, 分离下层有机相到50 mL离心管, 重复以上步骤后合并有机相, 向离心管中加入5 g无水硫酸钠涡旋1 min除水, 静置一段时间后, 移取20 mL至50 mL旋转鸡心瓶中, 在25 ℃旋转蒸发至约1 mL, 将有机相转移至10 mL带刻度离心管中, 加入1 mL异辛烷, 在微弱的氮气流下吹至近干; 然后加入1 mL甲醇溶解残渣, 加入100 μL 250 μg· L-1的TPrT及5 mL缓冲溶液、100 μL 2% NaBEt4溶液和1 mL正己烷, 衍生萃取5 min, 于1000 r· min-1下离心1 min, 将上层有机相转移到一预先用正己烷淋洗活化过的无水硫酸钠-Florisil SPE柱上净化, 重复加入1 mL正己烷衍生萃取, 转移有机相净化; 最后用3 mL含10%无水乙醚的正己烷洗脱, 洗脱液在氮气流下浓缩到约0.5 mL, 转移定容到1 mL进样瓶中, 取1 μL样品注入GC-MS进行分析测定.
3.3.2 样品测定溶解态和颗粒态样品中的有机锡化合物均用Agilent 7890A-5975C气相色谱质谱联用仪测定, 利用有机锡标准品的保留时间和特征离子定性, 内标法定量.
气相色谱所用色谱柱为DB-5ms (30 m×0.25 mm ID×0.25 μm), 进样口温度为270 ℃, 不分流模式进样, 恒流模式, 流量为1 mL · min-1.起始温度60 ℃, 保持1 min, 以10 ℃· min-1的速率升至200 ℃, 再以30 ℃· min-1的速率升至280 ℃, 保持3 min.采用EI (70 V) 离子源, 四级杆温度150 ℃, 离子源温度230 ℃, 质谱接口温度280 ℃, 质谱选用离子监测模式 (SIM).载气为高纯氦气 (99.999%).
3.4 质量控制与质量保证有机锡测定过程中采用了全过程的质量控制方法.精密度通过5个加标样品测定结果的标准偏差 (RSD) 估计, 水样中6种有机锡的RSD均小于8%.悬浮颗粒物中MBT、DBT、TBT、MPhT、DPhT和TPhT 6种有机锡的平均回收率均在80.3%~109.6%的范围内, SIM模式下水中这6种有机锡的检出限 (S/N =3) 分别为0.40、0.38、0.35、0.42、0.28和0.26 ng· L-1(以Sn计).测定过程中所有空白实验均没有检测到待测的6种有机锡化合物.为了便于将溶解态和颗粒态样品中有机锡污染情况作比较, 本文将水/SPM 2种水环境介质中有机锡浓度单位均统一换算为ng· L-1(以Sn计).
4 结果和讨论 (Results and discussion) 4.1 大宁河和小江地表水中有机锡的浓度水平监测期间大宁河和小江各个监测点地表水溶解态和颗粒态样品中总有机锡 (∑OTs) 的浓度 (以Sn计) 分布如图 2所示, 有机锡化合物的组成和浓度分布见图 3.从图 2可以看出, 大宁河和小江溶解态和颗粒态样品中都检测到了有机锡.大宁河溶解态样品中∑OTs的浓度变化范围为54.87~175.84 ng· L-1, 平均浓度为109.57 ng· L-1.小江溶解态样品中∑OTs的浓度变化范围为22.11~343.57 ng· L-1, 平均浓度为141.32 ng· L-1, 略高于大宁河.在颗粒态样品中, 大宁河∑OTs的浓度变化范围为12.13~26.66 ng· L-1, 平均浓度为17.32 ng· L-1; 小江∑OTs的浓度变化范围为6.51~56.11 ng· L-1, 平均浓度为28.06 ng· L-1, 也略高于大宁河.通过分别对大宁河和小江溶解态和颗粒态样品中∑OTs进行统计学检验 (秩和检验) 发现, 2条河流溶解态和颗粒态样品中的∑OTs分布均无显著差异.从图 2还可以看出, 除监测点X6外, 大宁河和小江所有监测点地表水溶解态样品中∑OTs浓度都显著高于颗粒态样品中∑OTs浓度.这可能是由于春季大宁河和小江水体发生了富营养化现象, 此时水体中SPM主要由藻类等有机质组成.本研究过程中通过对TN、TP和Chla等指标的测定发现, 该时段2条河流均处于富营养化状态, 且水体中SPM浓度与Chla浓度的变化趋势基本一致, 说明大宁河和小江水体中SPM浓度与Chla浓度密切相关.有研究表明, 水域环境中微生物和海洋藻类在有机锡降解方面扮演了重要角色 (Hoch et al., 2001; Okoro et al., 2011).可能由于藻类的大量生长对有机锡具有一定的生物降解能力, 使得颗粒态上吸附的有机锡受到分解而迁移到溶解态水中, 因此, 导致颗粒态样品中∑OTs浓度低于溶解态样品中∑OTs浓度.
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| 图 2 大宁河和小江春季地表水溶解态和颗粒态样品中∑OTs分布 Fig. 2 The distribution of ∑OTs in the dissolved/particulate samples in the Daning River and Xiaojiang River in spring |
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| 图 3 大宁河和小江春季水体溶解态 (a) 和颗粒态 (b) 样品中有机锡的浓度分布 Fig. 3 The distribution of OTs in the dissolved samples (a) and particulate samples (b) in the Daning River and Xiaojiang River in spring |
从图 3a可以看出, 大宁河和小江地表水溶解态样品中6种有机锡化合物均有不同程度的检出, 并且不同形态浓度差异较大.大宁河溶解态样品中总丁基锡 (∑BTs) 的浓度 (以Sn计) 变化范围为5.17~82.47 ng· L-1, 平均浓度为46.63 ng· L-1; 总苯基锡 (∑PhTs) 的浓度 (以Sn计) 变化范围为33.22~129.53 ng· L-1, 平均浓度为62.95 ng· L-1.小江地表水溶解态样品中∑BTs的浓度变化范围为8.06~81.62 ng· L-1, 平均浓度为50.13 ng· L-1; ∑PhTs的浓度变化范围为13.95~261.94 ng· L-1, 平均浓度为91.19 ng· L-1.大宁河和小江溶解态样品中MPhT、TBT和MBT的检出率均为100%, TPhT的检出率为89.5%, DBT和DPhT的检出率都是84.2%.从图 3b可以看出, 大宁河每个监测点在地表水颗粒态样品中都检测到了3种丁基锡化合物, 但苯基锡化合物只在少数监测点 (D1、D3、D5和D9) 检测出了MPhT.小江地表水颗粒态样品中也检出了3种丁基锡化合物, 但未检测到苯基锡化合物.2条河流颗粒态样品中MBT、DBT和TBT的检出率分别为100%、94.7%和100%, MPhT的检出率仅21.1%, DPhT和TPhT均未检出.
以上结果表明, 大宁河和小江地表水溶解态样品中有机锡污染情况较为一致, 均以苯基锡污染为主, 其中苯基锡又以MPhT为主, 而地表水颗粒态样品有机锡污染均主要以丁基锡为主, ∑BTs占∑OTs的比例在90%~100%之间.这可能是因为目前三峡库区仍在使用苯基锡农药, 苯基锡农药会通过水土流失和径流作用从污染的土壤进入河流地表水中污染水体, 含TPhT的农药在径流过程中可能由于TPhT不稳定 (Heroult et al., 2008; Oliveira et al., 2010), 容易分解为中间产物DPhT, 并进一步分解为最终产物MPhT.此时段测得大宁河和小江地表水溶解态中苯基锡均以MPhT为主, 说明该区域曾受到一定的苯基锡污染, 且大多已发生降解.此外, 通过对大宁河和小江水环境中总丁基锡 (∑BTs) 和总苯基锡 (∑PhTs) 浓度进行统计学检验 (秩和检验) 发现, 2条河流水环境中∑BTs和∑PhTs浓度在空间分布上均无明显差异, 该结果与2013年5月大宁河和小江水环境中∑BTs和∑PhTs的污染情况一致 (高俊敏等, 2015).
4.2 大宁河和小江水环境中有机锡的组成分布及分配特征根据图 3, 大宁河和小江地表水溶解态和颗粒态样品中有机锡的组成分布均很相似.地表水溶解态样品中丁基锡化合物主要为MBT, 平均占溶解态样品∑BTs的49%, 其次是DBT和TBT, 分别占35%和16%;苯基锡化合物主要为MPhT, 平均占溶解态样品∑PhTs的91%.地表水颗粒态样品中丁基锡化合物主要以DBT和TBT为主, DBT和TBT占∑BTs的比例分别为66%和23%, MBT只占∑BTs的11%, 在颗粒态样品中只在少数监测点 (D1、D3、D5和D9) 检测到MPhT.大宁河和小江地表水颗粒态样品中均未检测到高取代的苯基锡, 可能是由于高取代苯基锡不稳定, 易于分解成为稳定态的且水溶性强的低取代MPhT (Oliveira et al., 2010), 从而分配在水溶液中.造成高取代和低取代丁基锡在水环境2种介质间不同分配结果的原因可能是带有较多有机基团的丁基锡化合物水溶性和迁移性均较低, 更易吸附在悬浮物和藻类等有机质上, 而单取代丁基锡具有较强的水溶性，更容易分配在溶解态水中, 该结果与其他研究结果一致 (Omae, 2006; Voulvoulis et al., 2004).
另外, 通过图 3还可以发现, 在大宁河和小江的水环境中, 溶解态样品中有机锡污染以苯基锡为主, 而颗粒态样品却主要以丁基锡污染为主, 在2条河流的颗粒态样品中仅在大宁河少数监测点检测到少量苯基锡.苯基锡和丁基锡在水环境中水/SPM间的这种分配差异与Liu等 (2011)和Bhosle等 (2004)的研究结果一致, 说明相比于苯基锡化合物, 丁基锡具有较大的吸附能力, 容易被悬浮有机质吸附.这种吸附能力可用固相中的有机锡含量Cs(mg· kg-1) 与水相中有机锡浓度Cw(mg· L-1) 之比Kd描述.Adelman等 (1990)测得TBT和DBT的Kd分别为 (6×104±3×104) 和 (2×104±2×104) L· kg-1, MBT的Kd为 (2.9×103±0.5×103) L· kg-1, 这些数值并不随时间的变化而改变.本文测得的TBT的Kd值为2.80×103~3.10×105 L· kg-1, 平均值为5.71×104 L· kg-1; DBT的Kd值为0~1.78×105 L· kg-1, 平均值为2.74×104 L· kg-1; MBT的Kd值为0.54×103~2.17×104 L· kg-1, 平均值为3.37×103 L· kg-1, 与Adelman等 (1990)的测定值基本一致.
此外有研究表明, 浮游植物-藻类对TBT具有极高的生物富集系数, 淡水绿藻的富集系数BCF值可高达4×104(石孝洪等, 2003), 陆贤昆等 (1994)测得海洋微藻的BCF值高达105数量级, 这充分说明悬浮有机质 (藻类) 对TBT的吸附积累作用.本文研究区域大宁河和小江春季容易发生富营养化现象, 藻类生长旺盛, 因此, 导致水环境悬浮颗粒态样品主要以丁基锡污染为主.另有研究表明, TBT中C—Sn键的键能在190~220 kJ· mol-1之间, 而波长为290 nm的紫外线能量为300 kJ· mol-1, 因此, TBT在阳光的照射下容易发生光降解 (Skinner et al., 1964).由于表层水光照条件好, 好氧微生物活动较底层频繁, TBT易通过光降解或生物降解成为DBT和MBT (Maguire et al., 1983), 其中, MBT被认为是主要降解产物, MBT具有亲水性, 因此, 在形成之后不久即进入水相 (全燮等, 1995), 这也说明了为什么本研究溶解态样品中丁机锡化合物主要以低取代的有机锡为主.
5 结论 (Conclusions)1) 三峡库区次级河流大宁河和小江春季地表水环境普遍受到有机锡污染, 且不同形态有机锡浓度水平在不同空间分布差异较大; 2条河流水环境溶解态样品中∑OTs的污染水平均明显高于颗粒态样品中∑OTs的污染水平.总体来看, 大宁河和小江水环境中∑OTs、∑BTs和∑PhTs的浓度分布无显著差异.
2) 春季大宁河和小江均不同程度地检测到TBT、TPhT及它们的降解产物MBT、DBT和MPhT、DPhT, 但不同形态的有机锡化合物在水环境中的分配存在差异; 地表水溶解态样品中主要以低取代MBT和MPhT为主, 而地表水颗粒态样品中主要以高取代DBT和TBT为主.这主要是由水环境中介质组成如水体中藻类含量的多少和不同形态的有机锡的物理化学性质决定.
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