环境科学  2016, Vol. 37 Issue (7): 2539-2546   PDF    
引用本文
何明靖, 李琦, 赵佳渊, 王登祥 . 卤系阻燃剂在东江工业水体中的质量浓度及其分配特征[J]. 环境科学,2016, 37(7): 2539-2546.
HE Ming-jing, LI Qi, ZHAO Jia-yuan, WANG Deng-xiang . Concentrations and Partitioning of Halogenated Flame Retardants in Industrial Water of Dongjiang River[J]. Environmental Science,2016, 37(7): 2539-2546.
卤系阻燃剂在东江工业水体中的质量浓度及其分配特征
何明靖1,2 , 李琦1 , 赵佳渊1 , 王登祥1     
1.西南大学资源环境学院, 重庆 400715;
 2.重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400716
收稿日期: 2016-01-13; 修订日期: 2016-03-07.
基金项目:国家自然科学基金项目(41403078);中国博士后基金项目(2014M552299);中央高校基本科研业务费专项(XDJK2014C190,XDJK2016B042);重庆博士后特别项目(Xm2014104)
作者简介: 何明靖(1985~),男,博士研究生,讲师,主要研究方向为持久性有机污染物地球化学行为,E-mail:mjhe@swu.edu.cn
摘要: 本研究分析了东江工业水体中卤系阻燃剂的浓度,组成分布以及分配特征.结果表明多溴联苯醚(PBDEs)是水体中的主要的卤系阻燃剂,占总卤系阻燃剂的41.0%,其质量浓度范围为1102.3~3666.9 pg·L-1,其中BDE209是颗粒相的主要成分.四溴双酚A(TBBPA)占总卤系阻燃剂的32.4%,其质量浓度范围为1120.9~2856.5 pg·L-1,其他卤系阻燃剂如十溴二苯乙烷(DBDPE)、德克隆(DP)和六溴环十二烷(HBCDs)分别占总卤系阻燃剂的16.3%、7.3%和3.0%,其质量浓度范围分别为397.7~1736.8、235.7~778.1和9.5~266.8 pg·L-1.在对水体溶解相和颗粒相分配的研究中发现,PBDEs、DBDPE、DP和HBCDs主要存在于水体颗粒相中,而TBBPA由于其较大的水溶性,主要存在于溶解相中;卤系阻燃剂的lgKoc与lgKow之间存在显著的相关性,但是lgKoc实测值与其理论预测值有一定差异,这可能是受控于悬浮颗粒(SPM)含量和溶解有机碳(DOC)含量这两个因素,此外,颗粒相和溶解相之间分配是否达到平衡也是影响测量lgKoc值的因素.
关键词: 卤系阻燃剂      工业水体      浓度      分配      东江     
Concentrations and Partitioning of Halogenated Flame Retardants in Industrial Water of Dongjiang River
HE Ming-jing1,2 , LI Qi1 , ZHAO Jia-yuan1 , WANG Deng-xiang1     
1.College of Resources and Environment Science, Southwest University, Chongqing 400715, China;
 2.Chongqing Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment, Chongqing 400716, China
Abstract: The concentrations and partitioning of Halogented Flame Retardants (HFRs) were measured in industrial water of Dongjiang River. Polybrominated biphenyl ether (PBDEs) was the predominant pollutant accounting for 41.0% of the HFRs, dominated by BDE209 in the particulate phase, with the concentration ranging from 1102.3-3666.9 pg·L-1. The concentrations of Tetrabromobisphenol A (TBBPA) ranged from 1120.9-2856.5 pg·L-1, accounting for 32.4% of total halogenated flame retardants. The concentrations of other flame retardants, such as Decabromodiphenyl ethane(DBDPE), dechlorane plus (DP) and Hexabromocyclododecanes (HBCDs), accounting for 16.3%, 7.3% and 3.0%, were in the ranges of 397.7-1736.8, 235.7-778.1 and 9.5-266.8 pg·L-1, respectively. PBDEs, DBDPE, DP and HBCDs mainly existed in the particle phase, while TBBPA mainly existed in the dissolved phase due to its higher water solubility. Significant correlation between lgKoc and lgKow of HFRs was observed in the partitioning between the particulate phase and dissolved phase, but the observed organic carbon partition coefficients (lgKoc) were different from the predicted organic carbon partition coefficient (lgKoc), which may be controlled by the suspended particulate matter (SPM) content and dissolved organic carbon (DOC). In addition, whether the equilibrium was attained between dissolved phase and particle phase is another influencing factor for the observation.
Key words: halogenated flame retardant      industrial water      concentrations      partitioning      Dongjiang River     

卤系阻燃剂(halogenated flame retardants，HFRs)是一类能阻止聚合物材料引燃或抑制火焰传播的含卤有机化合物，由于其价格低廉，阻燃效果好，被广泛添加于塑料、 纺织品和电子电器等产品中[1]. 根据卤原子不同，卤系阻燃剂可以分为溴系阻燃剂(brominated flame retardants，BFRs)和氯系阻燃剂. 卤系阻燃剂的污染是近几十年环境学界持续关注的问题. 常见的卤系阻燃剂包括多溴联苯醚(PBDEs)、 四溴双酚A(TBBPA)、 六溴环十二烷(HBCD)、 德克隆(DP)、 十溴二苯乙烷(DBDPE)等.

近二三十年关于PBDEs的研究已经证实PBDEs是一类具有环境持久性、 长距离迁移性、 生物可利用性和生物毒性等持久性有机污染物(POPs)所具有的特征[1~3]. PBDEs五溴和八溴工业品在2009年已正式列入斯德哥尔摩关于持久性有机污染物公约的持久性有机污染物名单[4]. DBDPE作为十溴联苯醚的替代品，已开始大量生产和使用，它们已广泛出现在环境介质和生物样品中[5~8]. TBBPA和HBCDs是目前国际上生产和使用量最大的含溴阻燃剂[9]. HBCDs的广泛使用及其毒性已对环境造成严重威胁,被斯德哥尔摩公约列为受审物质. 尽管DP已经有40多年的使用历史，然而直到2006年，DP才在北美五大湖地区沉积物及鱼体中被检出[10]. 随后，DP在环境和人体中普遍检出，已经成为环境中广泛存在的污染物. 最近，在极地空气样品中也检测到该污染物，表明DP 也是一种全球性的污染物质[11].

珠江三角洲地区由于其发达的制造业及作为全球电子垃圾的重要集散地和回收处理地，成为HFRs潜在的高污染区. 前期的一些研究结果发现，东江三角洲地区河流沉积物中BFRs类阻燃剂含量处于现有报道的高值区[12, 13]，工业废水和生活污水的排放是河流污染物的主要来源[14]. 而目前关于东江水体卤系阻燃剂的浓度以及在水体中的分布与分配行为研究较少. 本研究的主要目的是通过分析东江三角洲工业水体中卤系阻燃剂的浓度，了解卤系阻燃剂的组成和分布，初步探讨卤系阻燃剂在水体中的分布与分配.

1 材料与方法 1.1 样品采集与前处理

表层水样于2010年9月在东江支流工业密集河段采集，具体的采样点位置见图 1，样品的基本信息见表 1. 水样采自表层以下0.5m，采样的设备为不锈钢潜水泵. 用棕色玻璃瓶灌装采样，采样体积40 L. 另取1 L水用于测定颗粒有机碳(POC)含量、 溶解有机碳(DOC)含量. 样品收集后于当天送回实验室，并立即进行样品萃取处理.

图 1 采样位置示意 Fig. 1 Location of the sampling site in the Dongjiang River

表 1 采样信息基本情况 Table 1 Information of samples

水样运回实验室后，经玻璃纤维膜过滤，水样分为溶解相和颗粒相. 溶解相用医用硅胶管引入XAD色谱柱. 吸附有PBDEs和HBCDs等有机污染物的XAD混合树脂先用25mL甲醇，再用50 mL的二氯甲烷洗脱. 将XAD树脂转移至平底烧瓶，先用50 mL甲醇超声抽提3次，再用25 mL二氯甲烷超声抽提3次. 把所有的洗出液和超声抽提液混合，转移至分液漏斗(Teflon 材质)，加入PBDEs和HBCDs回收率指示物，然后加入175 mL饱和NaCl溶液，用50 mL的二氯甲烷反萃取3次. 萃取液最后加入10 mL蒸馏水再萃取3次，去除剩余甲醇. 合并所有的萃取液，用旋转蒸发仪(Zymak Turbo Vap 500)浓缩至1 mL左右，转换溶剂为正己烷，定容为10 mL. 溶液分为可整除体积，分别浓缩，再经过多层复合硅胶柱纯化，并用50 mL二氯甲烷/正己烷混合溶剂(1∶1，体积比)进行洗脱，分别得到含有PBDEs、 DBDPE、 DP 和HBCDs、 TBBPA的洗脱液，分别浓缩至1 mL左右，分别转换溶剂为正己烷和甲烷，氮吹定容至200 μL，分别加入一定量的PBDEs和HBCDs内标.

滤膜(颗粒相)冷冻干燥、 称重后，用200mL丙酮/正己烷混合溶剂(1∶1,体积比)于60℃索氏抽提24 h，提取液中加入活性铜片除硫. 抽提液旋转浓缩之后分体积，分别加入回收率指示物，过柱纯化及定容同上.

1.2 仪器分析

本次检测的卤系阻燃剂目标化合物包括： PBDEs单体(BDE28、 47、 66、 99、 100、 153、 154、 138、 183、 208、 207、 206和209)、 DBDPE、 DP(syn-和anti-DP)、 TBBPA和HBCDs(α-、 β-和γ-HBCD). 对于3~7溴代的LPBDEs(Lower-PBDEs)(BDE28、 47、 66、 100、 99、 85、 154、 153、 183)和DP采用Agilent 6890 GC-5975B MS，负化学电离(NCI)，单扫模式(SIM)分析测定. 使用DB-XLB(30 m×0.25 mm×0.25 μm)色谱柱进行分离. 对于9~10溴代的HPBDEs(Higher-PBDEs)(BDE208、 207、 206、 209)和DBDPE的分析测定采用岛津气相色谱-质谱联用仪(Shimadzu GCMS-QP2010)，负化学电离(NCI)，单扫模式(SIM)下完成. 色谱柱为： DB-5HT(15 m×0.25 mm×0.10μm). DP、 BDE209和13C-BDE209的定量检测离子分别为653.8、 486.7、 494.7，其他化合物为79，柱温程序见文献[15].

1.3 质量控制与质量保证

每个分析样品中均加入回收率指示物(13C12-BDE209、 BDE77、 BDE 181、 13C12-TBBPA 和13C12-α-,β-,γ-HBCD)，以控制整个流程的回收率. 在进行样品分析的同时，进行方法空白、 空白加标、 基质加标、 及样品平行样等质量保证与控制措施. 在空白加标中13种PBDEs单体(BDE28、 47、 66、 99、 100、 153、 154、 138、 183、 208、 207、 206和209)、 DBDPE、 DP(syn-和anti-DP)、 TBBPA和HBCDs(α-、 β-和γ-HBCD)的平均回收率为99%～114%、 89%、 82%~89%、 59%、 97～106%，相对偏差小于10%； 基质加标中13种PBDEs单体，DBDPE、 DP、 TBBPA和HBCDs的平均回收率为102%～118%、 97%、 78%~88%、 56%、 92%～90%，相对偏差小于15%； 样品中13C12-PCB141、 BDE77、 BDE181、 13C12-TBBPA和13C12-α-,β-,γ-HBCD的回收率分别为95.2%±1.1%、 107.8%±1.0%、 100.6%±1.7%、 53.6%±3.2%和82.7%±2.9%. 在方法空白中偶有目标化合物检出，在最后的结果中均经过空白扣除，但没有经过回收率校正. 化合物的定量采用内标法和多点校正曲线法，每个化合物的校正曲线的相关系数均大于0.99. 本实验的方法检出限(method detection limits，MDLs)被定义为10倍信噪比，不同化合物的检出限介于0.1~4.0pg·L-1之间.

2 结果与讨论 2.1 水体中卤系阻燃剂浓度与组成特征

水体中不同HFRs的组成质量分数见图 2. 可以看出，以十溴联苯醚为主的PBDEs所占份额最高，占总卤系阻燃剂的41.0%，说明当地工业活动还是以使用传统型的PBDEs阻燃剂为主，TBBPA占总卤系阻燃剂的32.4%，DBDPE所占质量分数为16.3%，DP和HBCDs所占质量分数分别为7.3%和3.0%，这一结果表明DP和HBCDs在所研究的区域使用量较少. DBDPE作为十溴联苯醚的替代品，随着PBDEs 生产和使用限制越来越严格，DBDPE 的使用量将会出现持续地增加趋势. 现有研究已证实DBDPE 能在生物体内富集并发生代谢[16]，因此需要加强对DBDPE 污染的监测以控制相关的生态风险.

图 2 水体中卤系阻燃剂的组成 Fig. 2 Composition of halogenated flame retardants in Dongjiang River

PBDEs、 DBPDE、 syn-DP、 anti-DP、 TBBPA和HBCDs在水体中(溶解相和颗粒相)的浓度水平见表 2. 在所有检测的PBDEs单体中，BDE138在溶解相中未检出. 在溶解相中，ΣLPBDEs和ΣHPBDEs的浓度范围分别为47.7~68.4 pg-1和58.2~98.9 pg·L-1. 在颗粒相中，PBDEs所有单体均被检出，ΣLPBDE和HPBDE的浓度范围分别为196.8~394.5 pg·L-1和750.9~3268.9 pg·L-1. 由于低溴代单体具有相对较高的水溶性，在水体溶解相中主要以低溴代单体为主[17]. 从三溴到七溴，BDE47和BDE99是溶解相中的主要单体(图 3)，其他的BDEs单体相对丰度相差不大； 颗粒相中BDE154的相对丰度位居第一位，其次是BDE47和BDE99. 而对于高溴代PBDEs单体，BDE209在颗粒相中是最主要的单体，占到了75%以上，而在溶解相中BDE209仅占到20%，这可能与BDE209较低的溶解度以及较高的lgKow值有关.

表 2 水体中卤系阻燃剂的含量 Table 2 Concentration of HFRs in water from the Dongjiang River/pg·L-1

图 3 东江水体中PBDEs同系物组成特征 Fig. 3 PBDEs congeners profile in water of Dongjiang River

迄今为止关于水体样品中PBDEs的浓度数据报道不多. 余梅[18]对珠江口伶仃洋水体中的PBDEs进行了研究，其结果与本研究大致在一个数量级上. Guan等[19]对珠江河口八大口门PBDEs的通量研究所得的数据明显高于本研究，17BDE浓度范围是344~68000pg·L-1，BDE209的浓度范围高达335~65200 pg·L-1，高出本研究近一个数量级. 引起差异的主要原因可能是由于河口具有的“过滤器”作用. 其采样位置位于珠江八大口门的入海口处，河流流经入海口时，吸附有大量PBDEs的POPs悬浮颗粒物迅速沉降，从而导致了其较高的浓度.

Oros等[20]对San Franscisco河口水体中PBDEs进行了测定，其PBDEs总含量(包括溶解相和颗粒相)位于0.2~513pg·L-1之间，明显低于本研究. Wurl等[21]在香港邻近海域对PBDEs的浓度进行了报道，其浓度范围为71~297 pg·L-1，而BDE209未被检出，其浓度范围与本研究的报道范围(不包括ΣHPBDEs)基本一致. 在安大略湖水体中[22]，BDE28、 47、 99、 153、 154和183的总和范围是4~13 pg·L-1，浓度明显低于本研究的结果.

DBDPE在水体溶解相和颗粒相中均有检出，其浓度范围分别为13~37.7pg·L-1和384.3~1716.9pg·L-1，其DBDPE总含量为397.7~1736.8 pg·L-1. 曾艳红等[23]对东江下游排污口的污水样品的研究中发现了较高浓度的DBDPE，其浓度范围为9.1~991 ng·L-1，超过了BDE209的含量，说明了在东莞地区，DBDPE作为BDE209的替代品，正在大量的使用. 对溶解相和颗粒相中的DBDPE与BDE209的比值分析表明，无论是溶解相(0.70)还是颗粒相(0.53)，其比值均明显高于此区域沉积物中DBDPE与BDE209含量的比值[13]. 由于沉积物样品反映的是多年的沉积情况，而颗粒相却反映此区域目前的排放情况，这一结果显示DBDPE的排放量处在一个上升阶段，这与曾艳红等[23]对排污水体的研究是一致的.

DP在所有样品中均有检出，在溶解相中的浓度范围为1.2~3.3pg·L-1，均值为2.4pg·L-1； 在颗粒相中的浓度范围为234.5~775.2 pg·L-1. DP存在顺式(syn-)和反式(anti-)两种异构体，通常以反式所占比例(fanti)来表示DP的组成，fanti的计算方法为 anti-DP 除以 anti-DP 与 syn-DP 之和. 溶解相中的fanti值为0.87±0.04，颗粒相中的fanti值为0.79±0.01，这与东江排污口污水中DP的组成相似(0.74±0.08)[23]. 也与我国DP工业品中的fanti值(0.70~0.87)基本一致[24]，表明了在水体中不存在明显的异构体选择性降解. 在本研究中，溶解相中的fanti值高于颗粒相中的fanti值，造成这种现象的原因可能是由于anti-DP和syn-DP的溶解度有所不同，但目前，并不清楚哪一种单体的溶解度高[25].

在水体溶解相中，α-HBCD在所有5个样品中均有检出，其浓度范围为7.5~27.6g·L-1. β-HBCD和γ-HBCD在4个样品中有检出，其浓度范围分别为1.8~7.1pg·L-1和4.1~54.6 pg·L-1. α-HBCD在溶解相中所占的比例范围为26.3%~63.2%，这可能是由于α-HBCD相比于β-HBCD和γ-HBCD这两个异构体，有着更大的水溶性(α-HBCD： 48.8 μg·L-1； β-HBCD： 14.7 μg·L-1； γ-HBCD： 2.1 μg·L-1). TBBPA在溶解相中的浓度范围为1111.6~2830.4 pg·L-1，高出HBCDs的浓度近2个数量级，造成差异的原因可能是TBBPA相比HBCDs有着更小的lgKow值(TBBPA： 4.5； HBCDs： 5.6). TBBPA在溶解相中的浓度甚至高出PBDEs的浓度一个数量级，这个结果表明，尽管TBBPA主要作为反应型的阻燃剂使用，但是其可以很容易地从产品中释放进入环境并随之进行一系列的环境迁移，引起较为严重的环境问题. 在颗粒相中，γ-HBCD在所有5个样品中的4个样品中有所检出，其浓度范围为58.9~184.4 pg·L-1. α-HBCD和β-HBCD仅在一个样品中检出. TBBPA在颗粒相中的浓度范围nd~26.1 pg·L-1.

目前关于DBDPE、 TBBPA和HBCDs在水体中的报道几乎没有，本研究中HBCDs的总含量(包括溶解相和颗粒相)位于9.5~266.8 pg·L-1之间，与英国淡水湖泊水体的HBCDs含量(80~270 pg·L-1)在同一浓度水平上，但本研究的TBBPA平均浓度(1750 pg·L-1)稍高于英国淡水湖泊所报道的平均浓度(960 pg·L-1)[26]. 到目前为止，关于DP在水体中的研究仅在我国的一些河流水体和大西洋中有所报道，在我国的大连和哈尔滨，DP的浓度范围为0.2~2 ng·L-1[27~29]； 在我国东江排污口污水中测得的DP浓度为0.17~26.3 ng·L-1 [23]； 在格陵兰岛海洋水体中测得的DP浓度仅为0.0013 ng·L-1 [11]. 本研究所测得的DP的浓度范围为0.24~0.78 ng·L-1，与我国其他河流水体中的浓度范围一致，远低于排污口污水的浓度，表明DP在我国河流水体中分布大致相同，来源可能都是通过大气沉降或者河流运输，并没有明显的污染源.

2.2 卤系阻燃剂在溶解相和颗粒相中的分布与分配

有机污染物在颗粒相与溶解相中的分布与分配行为是决定水体中HFRs命运的重要过程，同时也是控制HFRs在水体环境中分布和归宿的重要因素.

水体中不同污染物在颗粒相与溶解相中的分配情况见图 4. 对于三溴代到七溴代PBDEs单体，颗粒相中PBDEs含量占总PBDEs含量的76.7%~87.3%，均值为81.8%； 对于高溴代单体(BDE208、 207、 206和209)，颗粒相中PBDEs含量占总PBDEs含量的92.8%~98.0%，均值为95.3%. 表明了水体中的PBDEs主要存在于颗粒物中. Wurl等[21]在对香港海域表层水的研究结果表明PBDEs主要存在于溶解相中； 在Michigan湖，颗粒相中PBDEs的含量占总PBDEs的含量也低于20%[17]； 而在土耳其Izmir湾，颗粒相中PBDEs含量占到了总含量的50%~53%[30]，甚至在San Franscisco河口水体中PBDEs在颗粒相中占到了78%~93%[20]. 不同的研究结果表明了PBDEs在水体溶解相与颗粒相中的分布并不存在某一固定的模式，可能会随水体性质的变化而变化，例如SPM(suspend particulate matter)含量、 水体DOC(dissolved organic carbon)含量、 颗粒相POC(particulate organic carbon)含量及水体盐度等因素. 对于DBDPE和DP，颗粒相中的含量占总含量的95.4%~99.0%，表明这两类化合物主要存在于颗粒相中，这可能与他们拥有较大的lgKow值有关. 目前，关于HBCDs和TBBPA在水体中颗粒相和溶解相中的分配的文献报道还很少，Harrad等[26]在对英国湖泊中的HBCDs和TBBPA的研究中发现，溶解相中的HBCDs和TBBPA分别占到总量的47%和61%. 而在本研究中，HBCDs和TBBPA在溶解相中的含量分别占到了总量的27.0%和99.2%，说明HBCDs主要是存在于颗粒相的，而TBBPA主要存在于溶解相中. 本研究中HBCDs和TBBPA在颗粒相和溶解相中的分配与Harrad等[26]的报道有所差异，可能是由于不同区域的水体性质有所不同.

图 4 卤系阻燃剂在颗粒相和溶解相中的分配 Fig. 4 Partitioning of HFRs between particulate phase and dissolved phase

在水环境中，一般常用分配系数Kp(Kp=cs/ci，cs： 颗粒相浓度； ci： 溶解相浓度)和有机碳归一化分配系数Koc(Koc=Kp/foc，foc： 有机碳质量分数)来评价有机污染物在水环境中的分布. Koc的值既可以通过实地测定，也可以通过有机物的辛醇/水分配系数利用线性自由能关系计算得到. 由于实际测到的分配系数受环境中众多因素的影响，如“硬碳”的超强吸附作用，溶解有机碳的增溶作用等，从而与理论值存在较大的差异[31]. PBDEs单体的lgKp值主要集中在2.8~7.3之间，并且随着溴原子数的增多，lgKp有一个增大的趋势(图 5). 有机碳归一化后的PBDEs单体分配系数lgKoc(有机碳归一化分配系数Koc=Kp/foc，foc： 有机碳百分含量). 由于HFRs的亲脂性，如果水体中HFRs在颗粒相和溶解相的分配达到了平衡，那么lgKoc和lgKow应该呈线性相关,而且斜率接近1[32]. 本研究将lgKoc和lgKow进行了相关性分析(图 6)，lgKow的值引用于文献[33, 34]. 统计结果显示，本研究计算所得的lgKoc与lgKow有显著性相关(r2=0.26,P=0.05). 本研究中，当化合物的lgKow＜7.6时，其lgKoc值都明显大于Karickhoff等[35]利用线性自由能关系推算出来的理论预测值(BDE66除外)，lg Kow＞7.6时，其lgKoc值却小于理论预测值. 在前期关于PBDEs在珠江河口水柱的研究中显示了大多数的PBDEs单体的lgKoc值都小于理论预测值，造成lgKoc值小于理论预测值的原因可能是水体中溶解有机碳对有机污染物的增溶作用[31]. lgKow越大，倾向于分配进入溶解有机碳中的量越多. 从而造成其实测分配系数小于理论预测值. 本研究中溶解有机碳含量(1.1~1.4mg·L-1，均值： 1.3 mg·L-1)低于Chen等[31]在珠江口测得的有机碳含量(1.1~6.4 mg·L-1，均值： 1.7mg·L-1)，再者，本研究中的悬浮颗粒总含量(均值： 14.6 mg·L-1)低于珠江河口的值(66 mg·L-1)，而有研究已经证实由于颗粒物的浓度效应，悬浮颗粒物的含量越高，其越不容易分配到颗粒物中[36]. 上述两个因素的综合可能是造成本研究实测值与Chen等[31]实测值存在差异的主要原因. 此外，水体与颗粒物间的分配是否达到平衡也是影响测定值的一个重要因素.

图 5 卤系阻燃剂在颗粒相和溶解相中的分配系数 Fig. 5 The lgKp of HFRs between particulate phase and dissolved phase in water from Dongjiang River

图 6 卤系阻燃剂的lgKoc与lgKow的相关性 Fig. 6 Correlation between measured lgKoc and lgKow of HFRs

3 结论

东江工业河段水体中6种卤系阻燃剂普遍检出，其总浓度范围为3990.4~9305.1 pg·L-1，PBDEs是水体中的主要污染物，其次为TBBPA和DBDPE. 在对水体溶解相和颗粒相分配的研究中发现，PBDEs、 DBDPE、 DP和HBCDs主要存在于水体颗粒相中，而TBBPA由于其较大的水溶性，主要存在于溶解相中； HFRs的lgKoc与lgKow存在显著的相关性，但是lgKoc实测值与其理论预测值有一定差异，这可能是受控于悬浮颗粒(SPM)含量和溶解有机碳(DOC)含量这两个因素，此外，颗粒相和溶解相之间分配是否达到平衡也是影响测量lgKoc值的因素之一.

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