孙静，沈华泾，柯紫妍，方淑红，印红玲

1.成都信息工程大学资源环境学院，成都 610225

2.中国科学院城市环境研究所城市环境与健康重点实验室，厦门 361021

3.中国科学院大学，北京 100049

4.福建农林大学生命科学学院，福州 350002

随着城市人口密度的不断增加，新型有机污染物药物和个人护理品(pharmaceuticals and personal care products,PPCPs)在水环境领域越来越引起关注。三氯生的极性较弱(logKow为4.76)且亨利常数较低(5.05×10-4Pa·m3·mol-1)，在水体中容易被沉积物吸附[1]。据估计，三氯生在我国每年的使用量为100 t·a-1，排放进入环境中的量为66.1 t·a-1[2]。由于污水处理厂对三氯生的去除率不高，在人口密度较高的城市地表水环境有较高的生态风险[2-3]。在我国香港[4]、广州[5-6]等城市河流流域水域中三氯生检出率和浓度水平较高，浓度范围从几百ng·L-1到μg·L-1范围。环境浓度下的三氯生对水生生物产生生态毒效应。例如，三氯生对雄性食蚊鱼有内分泌干扰作用[7]。基于三氯生具有较高的生态风险水平，已有学者建议将三氯生作为环境水体中优先控制的PPCPs类污染物之一[8]。甲基三氯生是三氯生的甲基化降解产物，比三氯生更具有亲脂性和挥发性，这可能导致该化合物具有更高程度的环境持久性和生物积累性[1]。

高效液相色谱串联质谱法测定时三氯生时，三氯生的母离子经碰撞后产生的碎片离子较少，二级质谱响应能力较弱，故用液相色谱质谱法测定三氯生时的灵敏度较低。三氯生的挥发性较弱(25 ℃下饱和蒸气压为8.60×10-5Pa)，不利于气相色谱质谱法测定三氯生。测定前加入衍生化试剂可以显著增强三氯生在气相色谱质谱中的响应值[9]。

避蚊胺是广泛使用的驱虫剂的关键活性成分，广泛存在于全世界的水生环境中。避蚊胺的饱和蒸气压相对较高(25 ℃下饱和蒸气压为0.267 Pa)，在大气降水中都普遍存在[10]。避蚊胺主要通过污水处理厂污水排放进入到水体环境中。避蚊胺在不同地区的不同水体中的浓度范围在ng·L-1至mg·L-1级[11]，而且有明显的季节变化规律(一般夏季浓度高于冬季)[12]。已经有证据显示避蚊胺能抑制昆虫和哺乳动物神经元递质中的胆碱酯酶活性[13]。避蚊胺对水生生态系统造成的影响还需进一步评估。

目前，针对地表水体中个人护理品的调查研究区域较少涉及到中国西南区域城市成都。本研究选取岷江进入成都平原后支流所在区域(都江堰地区和成都市主城区)为目标区域，调查典型个人护理品三氯生、甲基三氯生和避蚊胺的浓度水平，并着重对比它们在成都主城区和都江堰地区的河流中的浓度范围，并评估三氯生和避蚊胺在成都市地表水体中的生态风险。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 仪器与试剂

12孔防交叉污染固相萃取装置(Supelco公司，美国)、气相色谱质谱联用仪(QP2010 plus，岛津公司，日本)，色谱柱为SH-Rxi-5Sil M5毛细管色谱柱(30 m×0.25 mm，0.25 μm，岛津公司，日本)，载气为氦气(99.999%)。多参数水质分析仪(HQ30d，哈希公司，美国)、超声波清洗器(KQ-500B，昆山市超声仪器有限公司，中国)、氮吹浓缩仪(JHD-0065，上海极恒实业有限公司，中国)、Milli-Q纯水机(Millipore公司，美国)等。LC-18固相萃取柱(500 mg，6 mL，Supelco公司，美国)，HLB固相萃取柱(150 mg，6 mL，Waters公司，美国)，玻璃纤维滤膜(47 mm，0.7 μm，Whatman公司，英国)。

试剂和标准品：三氯生(99.5%)、甲基三氯生(99.5%)和避蚊胺(98.0%)，均购自Dr.Ehrenstorfer GmbH公司；三氯生-D3(2,4-dichlorophenoxy D3,100 ng·μL-1，环己烷)和甲基三氯生-D3(methoxy D3,100 ng·μL-1，丙酮)均购自Dr.Ehrenstorfer GmbH公司，衍生化试剂N-(特丁基二甲基硅)-N-甲基三氟乙酰胺(MTBSTFA，5×1 g)购自REGIS公司；甲醇、乙酸乙酯、正己烷和丙酮均为色谱纯，购自赛默飞公司；无水硫酸钠为分析纯，购自成都科龙化工试剂公司。

1.2 样品采集

2017年5月，在都江堰地区到成都市主城区河道内布设了20个采样点，布点主要依据是成都市人口的密度分布。采样时期选择了平水期，采样前1周内未降雨。采样点经纬度如图1所示。S1～S6采样点位于都江堰地区，S1为成都市饮用水源地紫坪铺水库的出水口。S2位于外河，未流经成都市。S3、S4和S5分别位于江安河、南河和府河的上游区域。S7和S8采样点，周边土地类型主要为农田，位于郫都区，设为对照区。S9～S20采样点位于成都市主城区。S9和S10为府河流经成都市中心城区的采样点，S11和S12为南河流经成都市中心城区的采样点，府河和南河在合江亭处汇合，汇合之后分别采集了S13、S14和S15点。S20、S19和S17为江安河采样点，江安河与府南河汇合后的采样点为S16和S18。将所采集样品装于棕色玻璃采样瓶内，采集后立即运回实验室，10 ℃低温保存。样品采集时，同时测定了溶解氧、电导率和pH值等常规水质参数。

图1 采样点分布图Fig. 1 Distribution of the sampling points

1.3 样品前处理

三氯生和甲基三氯生：分析方法借鉴了文献[4]中所述方法，并进行了适当的调整。取500 mL水样，经玻璃纤维滤膜过滤后，加入浓度为100 μg·L-1的三氯生-D3和甲基三氯生-D3的混标溶液100 μL作为回收率指示物。用6 mL乙酸乙酯和6 mL甲醇活化C18小柱，再用6 mL超纯水淋洗小柱，活化结束后，将500 mL水样连续通过固相萃取柱，流速控制在5～10 mL·min-1左右。富集完毕后，用10 mL超纯水淋洗萃取柱，将水抽干，用高速离心机甩干。用10 mL乙酸乙酯洗脱，之后洗脱液通过装有5～7 g无水硫酸钠的固相萃取柱，收集于K-D浓缩器中。将脱水后的洗提液用柔和氮气吹脱浓缩，用正己烷完成溶剂置换，最后定容至0.5 mL。上机测试前加入50 μL衍生化试剂MTBSTFA，70 ℃下衍生1 h，衍生化原理如图2所示。测定水样中的避蚊胺所用固相萃取柱为HLB柱，定容溶剂为丙酮，未衍生化，其他步骤同上。

图2 三氯生的衍生化原理示意图注：MTBSTFA全称为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 仪器分析

测定三氯生和甲基三氯生时，流量设定为1 mL·min-1，进样口温度为280 ℃，采用不分流进样模式，进样体积为1 μL。电子轰击(EI)离子源温度设定为220 ℃，接口温度设定为270 ℃；升温程序为50 ℃保持1 min，10 ℃·min-1升温到270 ℃，保持10 min，溶剂延迟时间7.5 min；单离子检测扫描(SIM)模式，三氯生定量离子347，定性离子310、200。甲基三氯生定量离子304，定性离子254、252。

测定避蚊胺时，流量设定为0.95 mL·min-1，进样口温度设定为225 ℃，采用不分流进样模式，进样体积为1 μL。EI离子源设定温度为200 ℃，接口温度设定为280 ℃，溶剂延迟时间5 min。扫描模式为SIM模式，避蚊胺定量离子190，定性离子91、119。各目标物的100 μg·L-1的标准溶液的色谱图和实际样品色谱图如图3所示。

图3 甲基三氯生、三氯生和避蚊胺的标准溶液色谱图和样品色谱图注：A1、B1和C1分别为甲基三氯生、三氯生和避蚊胺的100 μgL-1标准溶液色谱图；A2、B2和C2分别甲基三氯生、三氯生和避蚊胺的样品S11的色谱图。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 质量控制

实验分析过程从方法空白、空白加标和样品加标等方面进行质量控制。各目标物的线性范围、校准曲线、仪器定量限和检出限和回收率，如表1所示。方法空白中未检出三氯生、甲基三氯生，方法空白样品中避蚊胺的浓度为0.425 ng·L-1。避蚊胺的最终浓度是扣除了空白后的避蚊胺浓度。向500 mL不同水样(超纯水、自来水和地表水)中加入50 ng(500 μL、100 μg·L-1)的三氯生和甲基三氯生，得到不同基质下的加标回收率；向500 mL不同水样加入10 ng(100 μL、100 μg·L-1)的避蚊胺，得到样品加标回收率。做实际样品时，加入内标物三氯生-D3和甲基三氯生-D3各10 ng，加标回收率为77.5%～85.4%。逐级稀释标样，以3倍信噪比对应的进样量(进样浓度×进样体积)为仪器检出限，以10倍信噪比对应的进样量(进样浓度×进样体积)为仪器定量限，各目标物的标准曲线的线性范围为0.5～100 μg·L-1，相关系数(r2)为0.9981～0.9999。实际样品定量采用外标法定量。

表1 三氯生、甲基三氯生和避蚊胺的线性关系、仪器检出限、仪器定量限及回收率Table 1 The linear ranges,the instrument detection limits,the instrument quantification limits,and the recoveries of triclosan,methyl triclosan and diethyltoluamide

1.6 生态风险评价方法

本研究使用风险商和概率生态风险评价法预测这2种化合物对成都市地表水体的生态风险。三氯生和避蚊胺在成都市地表水中的暴露数据来自本文的监测数据，水生生物的毒理学数据筛选自美国环境保护局的EOCTOX数据库(http:// https://cfpub.epa.gov/ecotox/)，筛选原则如下：(1)毒性数据选择慢性毒性数据，即测试终点为无观察效应浓度(no observed effect concentration,NOEC)或最低可见效应浓度(lowest observed effect concentration,LOEC)或最大可接受浓度(maximum acceptable toxicant concentration,MATC)或最低或无观察作用水平(no observable adverse effect level,NOEL)；(2)测试指标选择种群、生物量、生物化学、繁殖及其他慢性毒性指标；(3)暴露类型选择体内活体实验(静态或流水试验)；(4)淡水实验环境；(5)当同一种生物在同一个测试终点有多个毒性数据时，取最小值作为该物种在该测试终点的毒性数据。

将获得的毒性数据进行升序排列，并且分配等级I，最低的毒性值等级为1，最大的最终毒性值等级为N，用公式P=I/(N+1)计算累积概率。以生物毒性数据的浓度为横坐标，以累积概率为纵坐标，拟合得到物种敏感度分布曲线(species sensitivity distribution,SSD)。本研究采用荷兰国家公共卫生与环境研究院开发的ETX 2.3软件推导基于50%置信度下的5%的物种受到危害时的浓度值(hazardous concentration for 5% species affected,HC5)。SSD曲线的数学模型选择对数正态分布模型，用ETX 2.3软件拟合SSD曲线。基于冯永亮[14]构建的PERA函数用Matlab 2016a软件拟合联合概率曲线。

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 水样中三氯生、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样品中都有检出，三氯生降解产物甲基三氯生在本研究中均未检出，如表2所示。有报道称，只有非常少的三氯生转化为甲基三氯生[1]。类似地，甲基三氯生在西班牙东北部地区的16个地表水样品中只有一个有检出[15]。

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

三氯生的浓度水平依次为：主城区河道S9～S20(13～77.2 ng·L-1)>对照区域S7～S8(2.84～10.2 ng·L-1)>都江堰S1～S6(0.7～4.95 ng·L-1)。特别地，江安河的样点从上游到下游依次为S3、S20、S19和S17。其中，S3为都江堰地区的水样，三氯生的浓度明显很低。随着河流进入成都市，三氯生的浓度逐渐升高。府河的样点均在成都市内，检测出的三氯生浓度为16.0～61.2 ng·L-1，S17和S18采样点地处成都市天府新区且处于下游，三氯生的浓度较高。三氯生在成都市区内的浓度略低于广州市区内河流中三氯生的浓度[5]，与香港维多利亚港中三氯生的浓度水平(2.5～117.1 ng·L-1)持平[16]，在全国地表水的均值范围内[17]。

避蚊胺的浓度水平依次为：主城区河道S9～S20(17.0～103.1 ng·L-1)>都江堰S1～S6(0.7～16.2 ng·L-1)。对照采样点S7～S8中避蚊胺的浓度(3.1～8.8 ng·L-1)也低于主城区。S1是成都市重要饮用水水源地之一，该样点中避蚊胺的浓度较对照区域浓度稍偏高，说明此区域受周边人类活动的影响。避蚊胺在成都市主城区河道内的浓度略低于北京市区的北运河中避蚊胺的浓度水平[18]，高于洞庭湖中避蚊胺的浓度水平[19]。

2.2 基于不同测试终点的三氯生和避蚊胺的PNEC值推导

针对三氯生和避蚊胺的毒性数据进行筛选，分别收集了包括鱼类、蛙、蟾、藻类及大型溞等的慢性毒性数据(表3和表4)。经Kolmogorov-Smirnov检验，数据均符合对数正态分布(P>0.05)。根据SSD曲线，三氯生和避蚊胺的HC5值分别为22.8 ng·L-1和25.7 ng·L-1(图4)，基于种群、生物化学、行为和生态学等指标的慢性毒性数据的PNEC值(AF=1)分别为22.8 ng·L-1和25.7 ng·L-1。此文献推导的三氯生的PNEC值接近于其他文献报道的PNEC值(30 ng·L-1)[17]，本文的受试生物限定在淡水生物，文献针对三氯生的受试生物为海洋生物菲律宾蛤仔[17]。

图4 三氯生和避蚊胺的物种敏感度曲线Fig. 4 Species sensitivity distribution curves of triclosan and diethyltoluamide

表3 三氯生对不同水生物种的毒性数据Table 3 The toxicity data of triclosan to different aquatic species

表4 避蚊胺对不同水生物种的毒性数据Table 4 The toxicity data of diethyltoluamide to different aquatic species

避蚊胺对水生生物的慢性毒性数据目前只覆盖了4种水生生物，营养级数和物种数较少。另外，通过ETX2.3和PERA函数推导的避蚊胺的PNEC值有明显的差异性，分别为25.7 ng·L-1和207.19 ng·L-1。本文最终采用的是ETX2.3推导出的PNEC值，原因是前者的拟合度更高。本文推导的避蚊胺的PNEC值远远小于文献[19-20]中的基于急性毒性实验推导出的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态风险评估

利用风险商法初步评估三氯生和避蚊胺对成都市地表水环境的生态风险。三氯生和避蚊胺在岷江上游都江堰市S1～S6采样点的风险商范围分别为0.03083～0.21711和0.05058～0.64591，生态风险水平较低；在主城区及下游(S9～S20)采样点，三氯生和避蚊胺的风险商范围分别为0.57018～3.385596和0.63971～3.80515，生态风险水平较高。然而，用风险商的计算存在很多不确定性，只能用作初步筛查计算。

进一步用联合概率曲线法进行概率风险评估。利用慢性毒性数据和环境中的浓度建立联合概率曲线(图5)。联合概率曲线越靠近X轴，说明毒性效应发生的概率越小。成都市地表水中，三氯生对1%～5%的水生生物造成慢性毒性影响的概率为82.72%～26.89%，避蚊胺对1%～5%的水生生物造成慢性毒性影响的概率为67.25%～2.529%。

图5 三氯生和避蚊胺在成都市地表水中的生态风险联合概率分布Fig. 5 Joint probability curves for ecological risks of triclosan and diethyltoluamide in Chengdu surface water

2.4 生态风险评估的不确定性分析

在对毒性数据进行筛选时，尚未考虑受试生物是否为本土物种；由于野外实际环境暴露条件与实验室内部暴露的条件实验差异性较大，用实验室内的毒性数据预测野外实际环境状况存在不确定性。物种敏感度曲线的模型有很多，包括对数逻辑斯蒂、波尔Ⅲ模型和对数正态分布模型，选择不同的模型外推HC5值存在差异性。另外，只考虑了一次采样得到的地表水中的浓度，尚未考虑三氯生和避蚊胺在枯水期、平水期和丰水期浓度的差异性。环境水体中三氯生更容易沉积到底泥和沉积物中，在进行生态风险评价时只考虑了地表水中的浓度，尚未考虑底泥环境介质中的目标物对水生生物的影响。

2.5 常规水质参数对目标污染物赋存的影响

水样的pH值在7.73～8.44之间，上游都江堰地区的pH值较高，成都市主城区的河道内pH值略低。由于三氯生的电离常数pKa值为7.9。水样pH值的不同可能会影响着三氯生在颗粒物上的吸附机理，在较高的pH值下可能会降低三氯生在颗粒物上的吸附[42]。水体中的电导率与水体中的溶解性总固体之间存在显著的正相关关系。水体中的溶解性总固体含量越高，水体受到的污染程度越高。溶解氧能间接反应水体受有机污染的状况，是衡量水体自净能力的一个指标。上游都江堰地区河道水样中的溶解氧含量略高，主城区内水样的溶解氧含量相对较低。各样品中三氯生的浓度与溶解氧含量呈现显著的Pearson负相关关系(r=-0.710,P<0.01)，与电导率有显著的Pearson正相关关系(r=0.715,P<0.01)；类似地，避蚊胺与溶解氧含量有显著负相关关系(r=-0.648，P<0.01)，与电导率有显著正相关关系(r=0.925,P<0.01)，此研究结果与其他研究结果相似[42]。河流的电导率：都江堰S1～S6(291～306 μS·cm-1)<对照区S7～S8(305～314 μS·cm-1)<主城区河道S9～S20(357～603 μS·cm-1)，主城区河道水样中的溶解性总固体的含量较高，受沿河道周边人类活动的影响。