4種典型有機磷阻燃劑對斑馬魚胚胎毒性及風險評價

高 丹， 同 幟， 張圣虎， 吉貴祥， 吳晟旻①， 石利利

(1.西安工程大學環(huán)境與化學工程學院， 陜西 西安 710048; 2.環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所， 江蘇 南京 210042)

4種典型有機磷阻燃劑對斑馬魚胚胎毒性及風險評價

高 丹1,2， 同 幟1， 張圣虎2， 吉貴祥2， 吳晟旻2①， 石利利2

(1.西安工程大學環(huán)境與化學工程學院， 陜西 西安 710048; 2.環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所， 江蘇 南京 210042)

近年來，有機磷阻燃劑(OPFRs)在各種環(huán)境介質中被廣泛檢出，已經(jīng)成為全球關注的新型污染物。以斑馬魚(Daniorerio)胚胎為受試生物，研究了磷酸三苯酯(TPhP)、磷酸三正丁酯(TnBP)、磷酸(1,3-二氯-2-丙基)酯(TDCPP)和磷酸三(2-氯丙基)酯(TCPP)4種典型有機磷阻燃劑對斑馬魚胚胎的急性毒性和慢性毒性。測定了斑馬魚胚胎孵化率、存活率、心率、體長、異常率、死亡率等終點指標。在此基礎上，依據(jù)我國一些水域OPFRs檢出情況，開展了初步的風險評價。結果顯示，TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚胚胎的急性毒性96 h半數(shù)致死濃度(LC50)分別為1.90、2.27、2.32和14.1 mg·L-1，32 d慢性毒性無可見效應濃度(NOEC)值分別為0.03、0.05、0.05和1.00 mg·L-1，4種有機磷阻燃劑濃度與斑馬魚胚胎的孵化率、存活率、心率、體長呈負相關關系，與異常率呈正相關關系。TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP在我國一些重要水域中具有不同程度的環(huán)境風險，部分水域風險熵RQ值大于0.1甚至1，環(huán)境風險為中到高，需要引起足夠重視。

有機磷阻燃劑； 斑馬魚胚胎； 半數(shù)致死濃度(LC50)； 無可見效應濃度(NOEC)； 風險評估

在逐步淘汰或者禁用多溴二苯醚(PBDEs)時,作為替代品的有機磷阻燃劑(organophosphate flame retardants,OPFRs)的使用量快速上升[1]。在過去幾年內,OPFRs已經(jīng)成為全球性污染物而倍受關注,在各種非生物介質,包括室內空氣、自然水體、沉積物及野生動物和人體中均有檢出[2-3]。

研究發(fā)現(xiàn),有機磷阻燃劑由于缺少化學鍵的束縛,極易從產品中溢出并釋放到環(huán)境中。數(shù)據(jù)表明,水體中有機磷阻燃劑含量遠高于PBDEs,已達μg·L-1級。我國松花江流域、黃海、長江、太湖流域和珠江流域水體中均有有機磷阻燃劑檢出[2,4-7]。檢出率較高的有機磷阻燃劑有磷酸三苯酯(TPhP)、磷酸三正丁酯(TnBP)、磷酸(1,3-二氯-2-丙基)酯(TDCPP)和磷酸三(2-氯丙基)酯(TCPP)等。

毒理學證據(jù)顯示,有機磷阻燃劑對生物體具有毒性效應。有研究報道TPhP具有遲發(fā)性的神經(jīng)毒性[8],可以干擾斑馬魚肝臟碳水化合物和脂質代謝從而導致DNA損傷[9]。在動物長期暴露實驗中,由于TnBP具有與有機磷殺蟲劑類似的結構,可損害腦部發(fā)育,進而導致神經(jīng)毒性[10]。研究者發(fā)現(xiàn),TDCPP對虹鱒魚96 h 半數(shù)致死濃度(LC50)為1.1 mg·L-1[11],可能具有內分泌干擾效應,能夠降低甲狀腺激素水平[12]。TCPP對黑頭呆魚和金魚的LC50為51 mg·L-1[11]。同樣,若嚙齒類動物長期處于三(β-氯乙基)磷酸酯(TCEP)和TDCPP暴露下,TCEP和TDCPP會誘導其腎臟、甲狀腺、腦、肝臟和睪丸等器官腫瘤的產生[13]。鑒于氯代有機磷阻燃劑具有較強的毒性和持久性[14],極易在生物體內蓄積,TCEP、TCPP和TDCPP依次被歐盟列為第2、4批高度關注物質[15],成為研究者的關注熱點。

目前,OPFRs的危害毒性數(shù)據(jù)雖有些報道,但不夠完整,難以開展準確的生態(tài)風險評價。對TPhP、TnBP、TCPP和TDCPP而言,現(xiàn)有的文獻主要報道了其對魚類的急性毒性數(shù)據(jù),長期試驗數(shù)據(jù)還鮮有報道。魚類數(shù)據(jù)又集中于成魚,缺少魚類胚胎和早期生活期魚類對污染物最敏感生命階段的數(shù)據(jù)。因此,以斑馬魚(Daniorerio)胚胎為受試對象,研究4種典型有機磷阻燃劑的急、慢性毒性,揭示有機磷阻燃劑對魚類短期和長期暴露效應以及毒性作用機制。在此基礎上,依據(jù)文獻報道的重點流域水體中OPFRs含量水平,采用風險熵值法進行評估,從而了解OPFRs的生態(tài)風險,為我國OPFRs的環(huán)境管理提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 受試生物

野生型TU品系斑馬魚購于國家斑馬魚資源中心,飼養(yǎng)于實驗室內循環(huán)養(yǎng)殖系統(tǒng)中。飼養(yǎng)條件如下:試驗用水為充分曝氣脫氯并經(jīng)活性炭過濾的自來水;每天16 h光照,光強為1 000 ～ 1 500 lx;溫度為(25±1) ℃;溶解氧濃度大于空氣飽和濃度的80%;pH值為7.0～8.0;喂食情況為每日定時投喂豐年蟲2次,外加顆粒餌料1次。投餌15 min后,去除殘餌。從養(yǎng)殖群體中選擇3個月以上,健康、體表無損傷、繁殖狀況良好的成魚為親魚。雌、雄斑馬魚親魚以1∶1比例配對,每日清晨觀察雌、雄魚的行為,當觀察到雄魚追逐雌魚時,將雌、雄魚撈出,人工受精獲取受精卵。試驗開始前在顯微鏡下隨機抽樣,確認此批受精卵處于單細胞期。

1.2 試劑

TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP純度w=99.0%,由百靈威科技有限公司(上海)提供,用二甲基亞砜(DMSO,色譜純,德國 Merck 公司)作溶劑配制質量濃度為1 000 mg·L-1的儲備液(置于4 ℃冰箱中避光保存)。4種阻燃劑的主要結構和基本信息見表1。

表14種典型有機磷阻燃劑的基本信息

Table1BasicinformationoffourtypicalOPFRs

縮寫 中文名稱英文名稱CAS號分子結構式TPhP磷酸三苯酯triphenylphosphate115-86-6TnBP磷酸三正丁酯tri?n?butylphosphate126-73-8TDCPP磷酸(1，3-二氯-2-丙基)酯tris(dichloropropyl)phosphate13674-87-8TCPP磷酸三(2-氯丙基)酯tris(chloropropyl)phosphate13674-84-5

試驗用水參照ISO 6341的方法統(tǒng)一配制,溫度保持在(27.0±0.5) ℃,用分析純試劑和蒸餾水配制而成。取CaCl2、MgSO4、NaHCO3和KCl儲備液各1 L混合,并用去離子水稀釋至100 L。配制好的稀釋水pH值為7.8±0.2,稀釋水在使用之前曝氣24 h以上。

1.3 儀器設備

繁殖盒(北京愛生科技發(fā)展有限公司);電子分析天平(0.1 mg/0.01 mg,MU105DU,梅特勒托利多,瑞士);溶氧儀、溫度計、pH計(HQ40d,美國哈希公司);6孔板玻璃結晶皿配蓋(海門市三和鎮(zhèn)弘澄實驗器材廠);1 L玻璃魚缸(配蓋,三合祖平玻璃儀器廠,江蘇);人工氣候箱(MLR-315H,SANYO,日本);體視顯微鏡(萊卡,M205FA);數(shù)顯游標卡尺(16EX,上海滬工)。

1.4 胚胎急性毒性試驗

胚胎急性毒性試驗方法參照OECD化學品測試導則OECD TG 236[16]。采用半靜態(tài)法(換水頻率為每隔24 h更換1次)。在正式試驗之前先對 4種物質進行較大范圍濃度系列(0.1、1、10、100、1 000 mg·L-1) 的預試驗,不設平行組。

根據(jù)預試驗結果,設置5個濃度梯度,TPhP、TnBP和TDCPPP質量濃度均分別為1.00、2.00、4.00、8.00和10.0 mg·L-1,TCPP質量濃度分別為10.0、20.0、40.0、60.0、80.0和100 mg·L-1。另外,設置 1 個空白組和1個溶劑對照組(100 μg·L-1DMSO)。實驗容器為6孔板,將受精后1 h胚胎置于6孔板上,每孔10粒,設2個平行,置于人工培養(yǎng)箱。觀察并記錄試驗開始后24、48、72和96 h的死亡情況和中毒癥狀,及時清理死亡胚胎,以保證染毒液清潔。測定并記錄試驗溫度、pH、溶解氧濃度和水質硬度等水質參數(shù)。

試驗期間,各項試驗條件控制如下:周期為4 d;光照為t(光)∶t(暗)=16∶8;溫度為(25±1) ℃;溶解氧濃度大于空氣飽和濃度的80%。

1.5 早期生活階段慢性毒性試驗

早期生活階段慢性毒性試驗方法參照OECD化學品測試導則OECD TG 210[17]。采用半靜態(tài)法(換水頻率為每隔24 h更換1次),根據(jù)急性毒性試驗96 h LC50結果,確定試驗濃度范圍。TPhP試驗設置5個濃度組(0.01、0.03、0.09、0.30和0.60 mg·L-1),TnBP和TDCPP試驗分別設置5個濃度組(0.05、0.10、0.20、0.40和0.80 mg·L-1),TCPP試驗設置5個濃度組(1.00、2.00、4.00、6.00和8.00 mg·L-1),并設溶劑對照組(10 μg·L-1DMSO)。每組均設置3個平行。選用1 L玻璃魚缸。將受精后1 h胚胎置于玻璃魚缸,每缸放置30枚胚胎,每個魚缸加入1 L受試溶液,并將其置于人工培養(yǎng)箱。

試驗期間準確記錄胚胎發(fā)育所處時期。每天觀察胚胎孵出及存活情況,以卵凝結和心跳停止作為死亡終點,統(tǒng)計胚胎死亡數(shù)、孵化數(shù)。用體視顯微鏡觀察和記錄胚胎或仔魚的畸形和異常行為。試驗期間對處理組和對照組暴露后72 hpf受試魚心率進行測量。將仔魚小心放置于凹槽玻片上,在體視顯微鏡下觀察,打開攝像軟件(BB FlashBack Pro 5.0)對斑馬魚心跳錄像1 min,然后用Image J軟件對攝像資料進行處理,統(tǒng)計心率。試驗結束時(32 d),采用數(shù)顯游標卡尺逐一測定存活魚體長度(全長)。

試驗期間,除周期為32 d外，其余各項試驗條件同胚胎急性毒性試驗。

1.6 風險評估方法

根據(jù)歐盟關于環(huán)境風險評價的技術指南[18],采用風險商值(risk quotient,RQ,QR)法評估TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP在環(huán)境中的風險。QR為實際測定濃度(measured environmental concentration,MEC,CME)和無效應濃度(predicted no effect concentration,PNEC,CPNE)之間的比值,計算公式為QR=CME/CPNE。

PNEC值通常由試驗所得的急性和慢性毒性數(shù)據(jù)〔LC50、EC50和無可見效應濃度(NOEC)等〕除以評估因子(AF,FA)得到。毒性數(shù)據(jù)除采用筆者試驗研究結果外,還參照其他文獻報道數(shù)據(jù)。AF的取值范圍為10～1 000。根據(jù)QR值的大小,分為3個環(huán)境風險等級：0.01≤QR<0.1時，為低環(huán)境風險；0.1≤QR<1.0時，為中等環(huán)境風險；QR≥1.0時，為高環(huán)境風險[19]。

1.7 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 17.0統(tǒng)計軟件計算LC50。采用單因素方差分析分析魚卵的心率、孵化率、存活率和異常率的組間差異。將每個處理組與對照組進行比較,檢驗差異顯著性,*和**分別表示差異顯著(P<0.05)和差異極顯著(P<0.01)。

2 結果與討論

2.1 有機磷阻燃劑對斑馬魚胚胎的急性毒性

表24種典型有機磷阻燃劑對斑馬魚胚胎的急性毒性結果

Table2Acutetoxicityof4OPFRstozebrafishembryos

阻燃劑時間(x)/hLC50(y)/(mg·L-1)回歸方程LC50的95%置信區(qū)間TPhP24610y=-1392+1774x388～97048301y=-1264+2644x0523～62872250y=-1038+2613x0781～32596190y=-0675+2418x0566～443TnBP24800y=-1463+1620x294～139748456y=-1029+1563x0844～97672311y=-0673+1364x0438～70896227y=-0504+1415x0633～449TDCPP24567y=-1456+1931x276～11548424y=-1147+1829x160～83372313y=-0735+1482x172～47196232y=-0479+1310x0697～409TCPP24232y=-3273+2398x204～26448177y=-2555+2049x147～20472151y=-2473+2097x123～17696141y=-3096+2693x119～161

LC50為半數(shù)致死濃度。

2.2 有機磷阻燃劑對斑馬魚胚胎的慢性毒性

2.2.1異常表征

將斑馬魚胚胎暴露于用標準胚胎培養(yǎng)液配制的不同濃度的4種典型有機磷阻燃劑。結果發(fā)現(xiàn),胚胎死亡率隨著4種物質濃度的升高而升高,并且早期斑馬魚胚胎在高濃度有機磷阻燃劑暴露下,胚胎由透明色變成白色半透明死卵,部分存活胚胎孵化后出現(xiàn)明顯的畸形現(xiàn)象(圖1)。斑馬魚胚胎畸形表現(xiàn)為卵凝結、色素減少、心包囊腫、卵黃囊腫、體形變小、脊椎彎曲和發(fā)育延緩。部分處理組胚胎出現(xiàn)孵化抑制現(xiàn)象。

2.2.24種OPFRs對斑馬魚72 hpf心率的影響

圖2顯示,正常對照組斑馬魚72 hpf心率規(guī)則,平均心率為160次·min-1,這與DU等[20]報道的斑馬魚72 hpf心率基本相同。當ρ(TPhP)為0.09、0.30、0.60 mg·L-1,ρ(TnBP)、ρ(TDCPP)為0.10、0.20、0.40、0.80 mg·L-1,ρ(TCPP)為6.00、8.00 mg·L-1時,斑馬魚胚胎心率與對照組相比顯著降低(P<0.05)。由此可知,TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚心率影響的NOEC值分別為0.03、0.05、0.05和4.00 mg·L-1。DU等[20]報道ρ(TPhP)為0.50、1.00 mg·L-1時,斑馬魚胚胎心率顯著降低,筆者研究結果與其基本一致。

a～d表示試驗24 h時斑馬魚胚胎染毒癥狀; e～h表示120 h時斑馬魚胚胎染毒癥狀。a—發(fā)育正常胚胎; b—心包囊腫、卵黃囊腫胚胎; c—脊椎彎曲胚胎; d—脊椎彎曲、卵黃囊腫胚胎; e—發(fā)育正常仔魚; f—發(fā)育延緩胚胎; g—發(fā)育延緩、色素減少仔魚; h—心包囊腫仔魚。

2.2.34種OPFRs對斑馬魚胚胎120 hpf 孵化率的影響

圖3顯示,空白對照組孵化率達100%。當ρ(TPhP)分別為0.09、0.30、0.60 mg·L-1,ρ(TnBP)、ρ(TDCPP)分別為0.10、0.20、0.40、0.80 mg·L-1,ρ(TCPP)分別為2.00、4.00、6.00、8.00 mg·L-1時,斑馬魚胚胎孵化率與對照組相比顯著降低(P<0.05)。由此可知,TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚胚胎孵化率影響的NOEC值分別為0.03、0.05、0.05和1.00 mg·L-1。

筆者觀察到TCPP暴露導致斑馬魚胚胎發(fā)育延遲現(xiàn)象較明顯,直到第6天有少數(shù)孵化個體在體式顯微鏡下觀察仍有心跳,并未死亡?？梢?4種OPFRs對斑馬魚胚胎孵化均有抑制作用。4種OPFRs對斑馬魚孵化率均有不同程度的抑制作用,且具有明顯的劑量-效應關系。暴露于TPhP的斑馬魚胚胎孵化率由94%(0.01 mg·L-1)降低至42%(0.60 mg·L-1);暴露于相同濃度梯度TnBP和TDCPP的斑馬魚胚胎孵化率由93%、96%(0.05 mg·L-1)分別下降至39%、52%(0.80 mg·L-1);暴露于TCPP中的斑馬魚胚胎孵化率由84%(1.00 mg·L-1)下降到47%(8.00 mg·L-1)。

同一幅圖中,*和**分別表示處理組斑馬魚胚胎心率與對照組相比差異顯著(P<0.05)和差異極顯著(P<0.01)。

同一幅圖中,*和**分別表示處理組斑馬魚胚胎孵化率與對照組相比差異顯著(P<0.05)和差異極顯著(P<0.01)。

2.2.44種OPFRs對斑馬魚幼魚32 d異常率的影響

暴露32 d后,4種OPFRs對斑馬魚幼魚發(fā)育異常率的影響見圖4,與對照組相比,OPFRs低濃度組幼魚異常率均無顯著差異(P>0.05);當各OPFRs濃度升高時異常率升高,ρ(TPhP)為0.60 mg·L-1,ρ(TnBP)、ρ(TDCPP)為0.80 mg·L-1,ρ(TCPP)為8.00 mg·L-1時顯著上升(P<0.05)。由此可知,TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚幼魚32 d異常率影響的NOEC值分別為0.30、0.40、0.40和6.00 mg·L-1。

圖4顯示,4種OPFRs對斑馬魚幼魚32 d異常率隨著OPFRs濃度的升高而升高。暴露于TPhP的斑馬魚幼魚異常率由1%(0.01 mg·L-1)升高到20%(0.60 mg·L-1);暴露于相同濃度梯度TnBP、TDCPP中的斑馬魚幼魚異常率分別由2%、1%(0.05 mg·L-1)升高至18%、19%(0.80 mg·L-1);暴露于TCPP中的斑馬魚幼魚異常率由1%(1.00 mg·L-1)升高至11%(8.00 mg·L-1)。

同一幅圖中,*和**分別表示處理組斑馬魚胚胎32 d異常率與對照組相比差異顯著(P<0.05)和差異極顯著(P<0.01)。

2.2.54種OPFRs對斑馬魚幼魚32 d存活率的影響

暴露32 d后,4種OPFRs對斑馬魚幼魚存活率的影響見圖5,ρ(TPhP)分別為0.09、0.30、0.60 mg·L-1,ρ(TnBP)分別為0.10、0.20、0.40、0.80 mg·L-1,ρ(TDCPP)分別為0.20、0.40、0.80 mg·L-1,ρ(TCPP)分別為2.00、4.00、6.00、8.00 mg·L-1時，斑馬魚幼魚32 d存活率與對照組相比顯著降低。由此可知,TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚幼魚存活率影響的NOEC值分別為0.03、0.05、0.10和1.00 mg·L-1。

圖5顯示,4種OPFRs各濃度梯度和斑馬魚幼魚存活率具有負相關關系。暴露于TPhP的斑馬魚幼魚存活率由89%(0.01 mg·L-1)下降到28%(0.60 mg·L-1);暴露于相同濃度梯度TnBP和TDCPP 中的斑馬魚幼魚存活率分別由84%、80%(0.05 mg·L-1)下降至24%、36%(0.80 mg·L-1);暴露于TCPP中的斑馬魚幼魚存活率由80%(1.00 mg·L-1)下降至41% (8.00 mg·L-1)。

2.2.64種OPFRs對斑馬魚幼魚32 d體長的影響

暴露32 d后,4種OPFRs對斑馬魚幼魚體長的影響見圖6,ρ(TPhP)所有處理組,ρ(TnBP)分別為0.05、0.10 mg·L-1,ρ(TDCPP)分別為0.05、0.10、0.20、0.40 mg·L-1,ρ(TCPP)所有處理組與對照組相比均無顯著差異。由此可知,TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚幼魚體長影響的NOEC值分別為0.60、0.10、0.40和8.00 mg·L-1。

同一幅圖中,*和**分別表示處理組斑馬魚幼魚32 d存活率與對照組相比差異顯著(P<0.05)和差異極顯著(P<0.01)。

同一幅圖中,*和**分別表示處理組斑馬魚胚胎32 d體長與對照組相比差異顯著(P<0.05)和差異極顯著(P<0.01)。

2.3 PNEC的估算

結合CUNNINGHAM等[23]和MARIE-PIERRE等[24]的研究成果,應用基于生物毒性試驗的PNEC簡易估算方法。毒性數(shù)據(jù)除采用筆者試驗研究結果外,還參照ECOTOX數(shù)據(jù)庫。

對TPhP而言,采集到魚、大型溞和藻短期試驗數(shù)據(jù),最敏感的是月牙藻(Selenastrumbibraianum),其96 h EC50值為0.50 mg·L-1。筆者研究得到長期試驗NOEC值為0.03 mg·L-1(按最敏感指標計)。由于獲取了1項長期試驗的NOEC(魚類)數(shù)據(jù),因此,評估因子取值100。根據(jù)魚類長期試驗NOEC計算得到的水體環(huán)境中PNEC值為0.30 μg·L-1。

對TnBP而言,采集到魚、大型溞和藻短期試驗數(shù)據(jù),最敏感的是大型溞(Daphniamagna),其96 h EC50值為2.10 mg·L-1。筆者研究得到長期試驗NOEC值為0.05 mg·L-1(按最敏感指標計)。由于獲取了1項長期試驗的NOEC(魚類)數(shù)據(jù),因此,評估因子取值100。根據(jù)魚類長期試驗NOEC計算得到的水體環(huán)境中PNEC值為0.50 μg·L-1。

對TDCPP而言,未采集到相關文獻數(shù)據(jù)。筆者研究得到TDCPP短期試驗 96 h LC50值為2.32 mg·L-1,長期試驗NOEC值為0.05 mg·L-1(按最敏感指標計)。由于獲取了1項長期試驗的NOEC(魚類)數(shù)據(jù),因此,評估因子取值100。根據(jù)魚類長期試驗NOEC計算得到的水體環(huán)境中PNEC值為0.50 μg·L-1。

對TCPP而言,未采集到相關文獻數(shù)據(jù)。筆者研究得到TCPP短期試驗96 h LC50值為14.1 mg·L-1。長期試驗NOEC值為1.00 mg·L-1(按最敏感指標計)。由于獲取了1項長期試驗的NOEC(魚類)數(shù)據(jù),因此,評估因子取值100。根據(jù)魚類長期試驗NOEC計算得到的水體環(huán)境中PNEC值為10.0 μg·L-1。

2.4 風險評價

如上所述,TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP水環(huán)境中PNEC值分別為0.30、0.50、0.50和10.0 μg·L-1,利用我國一些水域中OPFRs的檢出濃度[2,4-7],計算得出部分地區(qū)水域中OPFRs的RQ值及生態(tài)風險(表3)。結果顯示,4種OPFRs在我國一些重要水域中有檢出,具有不同程度的環(huán)境風險。其中,TPhP在松花江RQ值介于0.015～0.275之間;TnBP在松花江RQ值介于0.174～1.920之間,在太湖RQ值介于0.008 2～0.18之間,在珠江RQ值為0.206;TDCPP在黃海和東海沿岸海水RQ值介于0.166～0.706之間,在太湖RQ值介于ND～0.116之間;TCPP在太湖RQ值介于0.008 1～0.197之間。上述水域的環(huán)境風險為中到高,需要引起足夠重視。

3 結論與展望

研究了4種典型OPFRs對斑馬魚胚胎的急性和慢性毒性,并根據(jù)文獻報道的我國部分水域OPFRs濃度開展風險評價。結論如下:(1)TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚胚胎急性毒性的96 h LC50分別為1.90、2.27、2.32和14.1 mg·L-1。(2)TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP對斑馬魚胚胎32 d慢性毒性NOEC值分別為0.03、0.05、0.05和1.00 mg·L-1。(3)TPhP、TnBP、TDCPP和TCPP在我國一些重要水域中具有不同程度的環(huán)境風險,部分水體風險熵RQ值大于0.1甚至1,環(huán)境風險為中到高,需要引起足夠重視。

表3我國部分重要水域中有機磷阻燃劑(OPFRs)的RQ值及生態(tài)風險

Table3RQvaluesandecologicalriskofOPFRsinsomeimportantwaters

地區(qū)OPFRs檢出濃度/(ng·L-1)RQ值風險等級松花江 TPhP45～650015～0275低～中TnBP87～9600174～1920中～高TDCPPND～46ND～0092低TCPP53～190000053～0019低黃海與東海TPhP———沿岸海水 TnBP———TDCPP83～3530166～0706中TCPP1317～17020013～0017低長江 TPhP420014低TnBP16800336低TDCPP———TCPP226000323低太湖 TPhPND～28ND～0093低TnBP41～9000082～018低～中TDCPPND～58ND～0116低～中TCPP81～196700081～0197低～中珠江 TPhP2260075低TnBP10280206中TDCPP3540071低TCPP137500138低

ND表示未檢出; “—”表示無相關數(shù)據(jù)。

基于文獻報道的水體OPFRs濃度水平,結合ECOTOX等數(shù)據(jù)庫,對4種典型OPFRs急慢性數(shù)據(jù)進行補充完善,并采用評估因子法估算PNEC值,初步評估了我國重要水域中4種典型OPFRs的環(huán)境風險。但是OPFRs風險評估還需要進一步研究探索,下一步研究方向主要包括:(1)建立2～3條食物鏈中不同營養(yǎng)級生物共生的水生態(tài)暴露模擬系統(tǒng),建立多層次生物系統(tǒng),從系統(tǒng)水平上研究OPFRs的水生態(tài)危害性,從而進行更為精確的風險評估。(2)由于實際情況下通常是多種有害物質共存于水體中,因此開展多種OPFRs的混合暴露毒性研究對于更客觀真實評價OPFRs的環(huán)境風險十分必要。

[1] BOLLMANN U E,M?LLER A,XIE Z Y,etal.Occurrence and Fate of Organophosphorus Flame Retardants and Plasticizers in Coastal and Marine Surface Waters[J].Water Research,2012,46(2):531-538.

[2] 秦宏兵,范苓,顧海東.固相萃取-氣相色譜/質譜法測定水中6種有機磷酸酯類阻燃劑和增塑劑[J].分析科學學報,2014,30(2):259-262.[QIN Hong-bing,FAN Ling,GU Hai-dong.Determination of Organophosphorus Flame Retardants and Plasticizers in Environmental Water by Solid Phase Extraction Coupled With Gas Chromatography/Mass Spectrometry[J].Journal of Analytical Science,2014,30(2):259-262.]

[3] KIM J W,ISOEB T,MUTO M,etal.Organophosphorus Flame Retardants (PFRs) in Human Breast Milk From Several Asian Countries[J].Chemosphere,2014,116:91-97.

[4] WANG X W,LIU J F,YIN Y G.Development of an Ultra-High-Performance Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry Method for High Throughput Determination of Organophosphorus Flame Retardants in Environmental Water[J].Journal of Chromatography A,2011,1218(38):6705-6711.

[5] HU M Y,LI J,ZHANG B B,etal.Regional Distribution of Halogenated Organophosphate Flame Retardants in Seawater Samples From Three Coastal Cities in China[J].Marine Pollution Bulletin,2014,86(1/2):569-574.

[6] 嚴小菊,典型有機磷酸酯阻燃劑在太湖水體和底泥中存在水平和分布特征[D].南京:南京大學,2013.[YAN Xiao-ju.Occurrence and Distribution of Typical Organophosphorus Ester Flame Retardants in the Surface Water and Sediment in Taihu Lake[D].Nanjing:Nanjing University,2013.]

[7] 何麗雄,曹曙霞,曾祥英,等.固相萃取/氣相色譜-質譜聯(lián)用技術快速測定水中有機磷酸酯阻燃劑與增塑劑[J].分析測試學報,2013,32(4):437-441.[HE Li-xiong,CAO Shu-xia,ZENG Xiang-ying,etal.Determination of Organophosphate Flame Retardants and Plasticizers in Water Using Solid Phase Extraction Coupled With GC-MS[J].Journal of Instrumental Analysis,2013,32(4):437-441.]

[8] NI Y,KUMAGAI K,YANAGISAWA Y.Measuring Emissions of Organophosphate Flame Retardants Using a Passive Flux Sampler[J].Atmospheric Environment,2007,41(15):3235-3240.

[9] DU Z,ZHANG Y,WANG G,etal.TPhP Exposure Disturbs Carbohydrate Metabolism,Lipid Metabolism,and the DNA Damage Repair System in Zebrafish Liver[J].Scientific Reports,2016,6(11):21827.

[10] WHO.Enviromental Health Criteria 112:Tri-n-Butyl Phosphate[Z].Geneva,Switzerland:World Health Organization,1991.

[11] MARKLUND A,ANDERSSON B,HAGLUND P.Organophosphorus Flame Retardants and Plasticizers in Swedish Sewage Treatment Plants[J].Environmental Science & Technology,2005,39(19):7423-7429.

[12] MEEKER J D,STAPLETON H M.House Dust Concentrations of Organophosphate Flame Retardants in Relation to Hormone Levels and Semen Quality Parameters[J].Environmental Health Perspectives,2010,118(3):318-323.

[13] WHO.Environmental Health Criteria 209:Flame Retardants:Tris(Chloropropyl) Phosphate and Tris(2-Chloroethyl) Phosphate[Z].Geneva,Switzerland:World Health Organization,1998.

[14] LAW R J,COVACI A,HARRAD S,etal.Levels and Trends of PBDEs and HBCDs in the Global Environment:Status at the End of 2012[J].Environment International,2014,65:147-158.

[15] EU(European Union).Risk Assessment Report of Tri(2-Chloroethyl) Phosphate,2008.CAS No:115-96-8 EINECS No:204-118-5[Z].[s. l.]:[s. n.],2008.

[16] OECD.Guidelines for the Testing of Chemicals,No.236 Fish Embryo Acute Toxicity (FET) Test[Z].Paris:OECD,2013.

[17] OECD.Guidelines for the Testing of Chemicals,No. 210 Fish,Early-Life Stage Toxicity Test[Z].Paris:OECD,2013.

[18] European Chemical Bureau.Technical Guidance Document on Risk Assessment in Support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances,Commission Regulation (EC)No. 14488/94 on Risk Assessment for Existing Substances,and Directive 98/EC of the European Parliament and of the Council Concerning the Placing of Biocidal Products on the Market[R].Luxembourg:Office for Official Publications of the European Communities,2003.

[19] HERNANDO M D,MEZCUA M,FERNNDEZ-ALBA A R,etal.Environmental Risk Assessment of Pharmaceutical Residues in Wastewater Effluents,Surface Waters and Sediments[J].Talanta,2005,69(2):334-342.

[20] DU Z K,WANG G W,GAO S X,etal.Aryl Organophosphate Flame Retardants Induced Cardiotoxicity During Zebrafish Embryogenesis:By Disturbing Expression of the Transcriptional Regulators[J].Aquatic Toxicology,2015,161:25-32.

[21] 皮天星,蔡磊明,蔣金花,等.新型阻燃劑TCPP對斑馬魚的毒性研究[J].生態(tài)毒理學報,2016,11(2):247-256.[PI Tian-xing,CAI Lei-ming,JIANG Jin-hua,etal.Toxicity Effects of a New Flame Retardant Tris(2-Chloroisopropyl) Phosphate to Zebrafish(Daniorerio)[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2016,11(2):247-256.]

[23] CUNNINGHAM V L,CONSTABLE D J,HANNAH R E.Environmental Risk Assessment of Paroxetine[J].Environmental Science & Technology,2004,38(12):3351-3359.

[24] MARIE-PIERRE H,RORTAIS A,ARNOLD G,etal.New Risk Assessment Approach for Systemic Insecticides:The Case of Honey Bees and Imidacloprid (Gaucho)[J].Environmental Science & Technology,2006,40(7):2448-2454.

ToxicityofFourTypicalOrganicPhosphorusFlameRetardantstoZebrafishEmbryoandRiskAssessment.

GAODan1,2,TONGZhi1,ZHANGSheng-hu2,JIGui-xiang2,WUSheng-min2,SHILi-li2

(1.College of Chemical & Environmental Engineering, Xi′an Polytechnic University, Xi′an 710048, China; 2.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China)

In recent years, organic phosphorus flame retardants (OPFRs), widely detected in various environmental media, have become a new type of pollutants of great concern. An experiment was designed to explore acute and chronic toxicity of triphenyl phosphate (TPhP), tri-n-butyl phosphate (TnBP), tris(dichloropropyl)phosphate (TDCPP), and tris(chloropropyl)phosphate (TCPP) to zebrafish embryos. Hatching rate, survival rate, heart rate, body length, abnormal rate and mortality of zebrafish embryos were measured in the study. On such a basis, preliminary risk assessment of these OPFRs were performed in the light of their detections in some surface waters reported in literature. Results show that TPhP, TnBP, TDCPP and TCPP to zebrafish embryos reached 1.90, 2.27, 2.32 and 14.1 mg·L-1, respectively, in 96 h-LC50and 0.03, 0.05, 0.05 and 1.00 mg·L-1, respectively, in 32 d-NOEC of chronic toxicity. Hatching rate, survival rate, heart rate, as well as body length was negatively related to concentrations of the test substances, while abnormal rate was positively related. Environmental risks of TPhP, TnBP, TDCPP and TCPP varied in some important waters in China. In some waters, RQ values of the OPFRs were greater than 0.1 or even 1, indicating that their environmental risks are in the range from medium to high, which calls for adequate attention.

OPFRs; zebrafish embryo; LC50; NOEC; risk assessment

X592

： A

： 1673-4831(2017)09-0836-09

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.09.010

高丹 (1992—),女,陜西延安人,碩士生,主要研究方向是環(huán)境毒理學。E-mail: 18260068154@163.com

(責任編輯： 李祥敏)

2017-03-09

國家自然科學基金(21407055); 江蘇省自然科學基金(BK20140115)

① 通信作者E-mail: wsm@nies.org