多溴联苯醚（PBDEs）作为一种优廉的溴代阻燃添加剂，被广泛应用于塑料、纺织品、电路板等产品的防火材料中。由于PBDEs只是通过物理方式添加到高分子聚合物之中，在产品生产、使用和处置过程中，PBDEs极易释放到环境中而对其造成污染，危害人体健康^[1,2,3]。PBDEs的分布已经遍及世界各个角落，Muir等甚至在北极熊体内检测到了PBDEs的存在^[4,5,6]。商品PBDEs主要包括五溴联苯醚、八溴联苯醚和十溴联苯醚（BDE-209），其中BDE-209应用最多。Annao等在研究中国PBDEs的空间分布时，发现不同土壤样品中BDE-209占据了PBDEs总量的很大比重，而在分析河岸土壤中的PBDEs含量时，发现在总量高达63 300 ng·g^-1 的PBDEs样品中，BDE-209的含量达48 600 ng·g^-1，表明我国使用的溴代阻燃剂主要是BDE-209^[7]。目前，对于环境中BDE-209的处理主要有物理法、化学法和生物法^[8]，而植物修复法因其成本低、应用范围广等特点已逐渐成为人们研究的热点^[8,9]。Huang等发现，植物的种植能够提高微生物对土壤中PBDEs的降解率^[10]，但现有研究主要集中在不同植物对土壤中BDE-209降解的影响，对于河涌底泥中植物原位修复条件下该污染物随时间的变化以及污染物的转化情况报道较少。河涌底泥中PBDEs因与底泥作用时间长，与底泥颗粒物表面吸附紧密，所以其生物有效性很低^[11,12]。本实验选用受BDE-209污染的河涌底泥作为基质，以河涌边常见的、具有较大生物量和顽强生命力的挺水植物再力花作为修复植物，探讨了随时间推移底泥和植物中BDE-209含量的变化及转化情况，以期为河涌底泥中PBDEs污染的原位修复提供理论依据和实验基础。 1 材料和方法 1.1 供试材料

植物：再力花，购自广州市花卉市场。

基质：底泥采自广州市莲花镇珠江，其基本理化性质如下：TN（0.22±0.02）%，TP（0.45±0.5）%，速效钾（1950±100）mg·kg^-1，pH 7.6±0.2。底泥中PBDEs：三溴~九溴联苯醚含量分别为4.97、9.9、10.03、7.54、48.3、15.88、36.31 μg·kg^-1，BDE-209含量为1330 μg·kg^-1。

试剂：有机溶剂，包括正己烷、二氯甲烷、丙酮等均为色谱纯，实验用水为自来水。PBDEs混标及内标物购自百灵威科技有限公司，其组分以及GC-MS上机扫描特征离子如表 1所示。

表 1 PBDEs混标、回收率指示物和内标物成分及定量离子 Table 1 PBDE standard mixtures，recovery indicators，and internal standards and their fragment ions

表选项

分别取适量等量底泥置于49个花盆中至其二分之一处，上覆自来水，选出长势均匀一致的35株再力花幼苗移植到上述35个花盆中，分成7组，每组添加两个没有种植植物的空白。采样周期为两个月，采样方法为用剪刀剪掉地上部分，小心拔出地下部分，带出的底泥算作根际底泥，用手挤压掉其上根际泥土，分别装入自封袋中。植株先于自来水中冲洗，后用去离子水冲洗，全部放于冰箱冷冻过夜后经冷冻干燥72 h，再将植株样品粉碎过20目筛，底泥样品去除较大颗粒物后经玛瑙研钵研磨过60目筛，避光保存在-70 ℃超低温冰箱。 1.3 萃取方法

称取5 g底泥样品、1 g植物样品于30 mL玻璃离心管中，分别加入20 μL 0.5 mg·L^-1回收率指示物13C标记六氯联苯醚（13C-PCB-141）和十氯联苯醚（PCB-209），底泥样品再加入1 g铜粉用以去除硫，加入25 mL正己烷/丙酮（V/V=1∶1）于离心管，150 W、40 Hz条件下超声萃取30 min，离心10 min后取上清液于鸡心瓶，重复3次；用冰袋控制超声仪器的水温不高于30 ℃，旋转蒸干后加入5 mL 正己烷/二氯甲烷（V/V=1∶1）转移到硅胶氧化铝层析柱中，自下而上为6 cm中性氧化铝、2 cm中性硅胶、5 cm碱性硅胶、2 cm中性硅胶、8 cm酸性硅胶和1 cm无水硫酸钠。之后分别用20、20、5 mL 正己烷/二氯甲烷（V/V=1∶1）分3次洗涤鸡心瓶并转移到层析柱中洗脱，收集洗脱液旋干后准确定容到1 mL，转移到上机瓶中，加入20 μL 0.5 mg·L^-1 的13C标记九氯联苯醚（13C-PCB-208）作为内标物，待测。 1.4 质量控制与保证

对底泥和植物样品中的BDE-209进行萃取时采用基质加标和内标物定量进行质量控制与质量保证，基质加标试验设置3个平行，同时设置3个空白平行样。处理后上机检测计算回收率时扣除空白平行样的含量，基质加标回收率平均值为82.62%~105.19%，RSD为6.42%~10.25%，回收率指示物13C-PCB-141和PCB-209的加标回收率为70%~120%，达到分析测试准确度要求。分析样品设置3个平行，在每批样品进行仪器分析前，用空白溶剂和已知浓度标样检查仪器的灵敏度和稳定性，同一标样测定的误差小于20%方可进行样品测定，否则对仪器进行调试。 1.5 荧光素二乙酸酯（FDA）微生物总活性测定方法

称取5 g左右湿沉积物样，加入灭菌的0.85%NaCl溶液20 mL，于30 ℃、200 r·min^-1摇床中分散15 min后加入2 g·L^-1的FDA液2.5 mL，于30 ℃摇床150 r·min^-1中显色3 h，加入1 mL丙酮终止反应，5000 r·min^-1离心、慢速滤纸过滤，于490 nm波长处比色，测定吸光度，换算成单位质量干泥的吸光度值，以此表示沉积物中微生物FDA活性^[13,14]。 1.6 PBDEs的GC-MS检测条件

色谱柱条件：毛细管柱（DB-5MS，15 m×0.25 mm×0.1 μm），载气为He。质谱条件：离子源为NCI源，温度150 ℃，反应气为CH4。分析条件：进样口温度 280 ℃，升温程序为110 ℃保持5 min，再以10 ℃·min^-1 升至310 ℃，保持10 min。数据采集先采用SCAN模式（m/z=50~1000），后采用 SIM 模式，出峰时间如图 1所示^[15]。

图 1 PBDEs标样GC-MS进样色谱图 Figure 1 GC-MS chromatograms of PBDE standards

图选项

文中数据为3组平行样的平均值，采用Excel数据处理软件（版本为2003）及Origin统计软件（版本为8.0）进行数据整理、统计分析和绘图。 2 结果与讨论 2.1 样品中BDE-209含量的变化

通过测定发现底泥背景值以及处理组样品中BDE-209含量占84%以上（表 2）。随着时间的延长，其含量总的变化趋势是逐渐减少（图 2）。历经390 d，对照组BDE-209去除率为15%，而试验组去除率则达到了27%，说明植物的种植可以促进BDE-209 的去除。与前人所做关于植物对BDE-209去除的研究相比，本实验结果稍微偏低，原因可能是不同植物对BDE-209的去除效果不同，更重要的是本试验是以环境中受BDE-209污染的实际底泥为基质，这部分BDE-209的生物有效性更低，更难以去除。植物可以吸收部分BDE-209^[16]，在其体内酶的作用下再将污染物转化脱溴，Huang等研究表明根系酶的提取物硝酸还原酶和谷胱甘肽转化酶可以降解PBDEs^[10,17,18]。另外，根系可以向底泥中分泌有机酸、糖类、酚类等有机物质，这些物质可以改善底泥理化性状，提高微生物数量和活性，增加BDE-209的生物有效性，从而提高BDE-209的降解率^[2]。而微生物对BDE-209的降解在污染物去除过程中起到主要的作用^[10]，Gerecke将加有BDE-209的污泥在厌氧条件下保存238 d，发现降解率达到了30%^[19]；江虹等证实J菌在优化条件下也可以对BDE-209具有很高的降解率^[10,20]。

表 2 样品中BDE-209所占PBDEs总量百分比 Table 2 Percentages of BDE-209 in total PBDEs in samples

表选项

图 2还显示在植株的地下部分和地上部分均检测到BDE-209的存在，说明植株可以吸收储存一定量的BDE-209。随着时间的推移其地上和地下部分含量变化较小，且两部分基本无差异，因为该植物并不是一种BDE-209的超富集植物，它对BDE-209的吸收是有限的。此外，也有可能是植物地下部分从底泥吸收的BDE-209，一部分被转化掉，另一部分转移到地上部分，两者之间保持着动态平衡^[21,22]。

图 2 样品中BDE-209含量随时间变化 Figure 2 Changes of BDE-209 in samples over time

图选项

荧光素二乙酸酯（FDA）水解酶活性作为一种快速灵敏的测定环境样品微生物活性的方法，与微生物活性间的相关性比其他酶活性更显著，该方法已经广泛用于表征不同环境中，特别是土壤环境中的微生物生物量和总微生物活性。底泥中BDE-209残余量和微生物活性之间的关系如图 3所示。底泥中的FDA值明显高于空白组，随着时间的变化，处理组底泥中BDE-209的残余量逐渐降低并始终低于空白组BDE-209的残余量。其原因则可能是，植物会向底泥释放出一系列的根系分泌物，它们一方面提高了底泥中微生物数量和活性，另一方面提高了BDE-209的生物有效性^{[23,24,25,26]}，微生物代谢活动旺盛，BDE-209随着微生物生命活动的进行而被去除。Huang等研究了不同植物根际代表微生物数量和活性的磷脂脂肪酸（Total PLFAs）值的变化，结果表明土壤里BDE-209的残余量和 Total PLFAs值呈负相关关系^[10]，与本研究有相似之处。　　

图 3 底泥中BDE-209残余量和FDA值的关系 Figure 3 Correlation between BDE-209 residual concentration and FDA in sediments

图选项

在根际底泥样品中，检测到的PBDEs种类有九溴联苯醚（Nona-BDEs）、八溴联苯醚（Octa-BDEs）、七溴联苯醚（Hepta-BDEs）、六溴联苯醚（Hex-BDEs）、五溴联苯醚（Penta-BDEs）、四溴联苯醚（Tetra-BDEs）及三溴联苯醚（Tri-BDEs）共18种（种类如表 1所示），含量分别为21~50、14~25、14~22、7~12、5~14、7~13 μg·kg^-1和4~5 μg·kg^-1（图 4），底泥样品中这七类PBDEs各自在PBDEs总含量中所占比例（8%~13%）大于植株样品中对应种类所占比例（4%~7%），如图 4、5、6所示。可以推测，在底泥中BDE-209的脱溴速率大于植株样品中BDE-209的降解速率，而九溴、八溴、七溴联苯醚所占比例为18种PBDEs总含量的70%以上，随着Br原子数量的减少，六溴联苯醚及以下的PBDEs含量越来越少，而且所占比例随时间变化很小，原因可能是九溴、八溴、七溴联苯醚等继续脱溴的难度变大；另外，三溴联苯醚等低溴代PBDEs更易于被微生物所去除。随着时间的推移，PBDEs各成分含量以及组成比例有所变化，可以推断在底泥中BDE-209有脱溴行为的发生^[10]。底泥环境中存在着好氧、厌氧微生物，它们在BDE-209降解过程中起到了关键的作用。好氧条件下主要降解途径是BDE-209的2，3碳键在被2，3双加氧酶攻击后衍生形成2，3-二羟基溴代联苯醚，然后邻位或间位开环裂解^[27]。在研究好氧菌短短芽孢杆菌对BDE-209去除特性时，经过5 d时间检测出BDE-209降解产物为3种九溴联苯醚（BDE-208、BDE-207和BDE-206），3种八溴联苯醚（BDE-203、BDE-19 和BDE-196）以及1种七溴联苯醚（BDE-183）。该研究与本实验结果有相似之处。BDE-209的厌氧微生物的降解周期较长，主要是通过还原脱溴使高溴代联苯醚逐步降解为低溴代联苯醚^[28]。

图 4 根际底泥中PBDEs含量及其各种类所占比例的变化 Figure 4 Changes of concentrations and proportions of PBDEs in sediments over time

图选项

在植物样品根部（Roots）和地上嫩枝部分（Shoots），检测到了三溴-十溴联苯醚，如图 2、5、6所示，说明再力花根系可以从底泥中吸收BDE-209并向地上部分运输，根部PBDEs含量并不随着底泥中PBDEs含量的变化发生较大波动，说明植物根部具有比较强的向地上部分运输PBDEs的能力^[17]。植物样品中九溴、八溴、七溴联苯醚占主要组成部分，含量分别为5~10、4~9、3~4 μg·kg^-1，表明PBDEs在植物中可以被降解^[10]。而三溴、四溴、五溴、六溴联苯醚的浓度仅为2~5 μg·kg^-1，且其所占比例随时间变化很小，原因则可能是九溴、八溴、七溴等高溴代联苯醚的继续脱溴难度较大，同时植物对于溴原子较少的PBDEs（如三溴联苯醚等）具有较高的去除效果。另外，不同种类PBDEs的辛醇水分配系数K_ow不同，其被植物吸收的难易程度也不相同，在本试验中，植物中的PBDEs有一部分是从底泥中吸收的，还有一部分是植物降解PBDEs的产物，很难将两部分区分开来。因此，PBDEs在植物中被去除、转化的详细机理还需要更深入的探究。

图 5 植株根部PBDEs含量及其各种类所占比例的变化 Figure 5 Changes of concentration and proportions of PBDEs in roots over time

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图 6 植株地上部PBDEs含量及其各种类所占比例的变化 Figure 6 Changes of concentrations and proportions of PBDEs in shoots over time

图选项

样品中BDE-209的含量占84%以上，说明该河涌底泥PBDEs污染以BDE-209污染为主。实验发现：植物再力花的种植可以提高底泥中微生物的活性，促进BDE-209的去除；再力花可以从底泥中吸收BDE-209并向地上部分运输；植物的种植提高了底泥中微生物的活性，有利于BDE-209的去除。在底泥中和植物体内有BDE-209脱溴行为的发生。