Residual Characteristics and Risk Assessment of Hexabromocyclododecane in Humans from 2010 to 2018 in Beijing
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摘要:
六溴环十二烷(HBCDs)作为一种持久性有机污染物，具有生物累积性及多种生物毒性，以母乳、血清、头发及脂肪组织为介质，评价人体HBCDs的残留特征和健康风险受到广泛关注。本文以北京地区为研究区域，连续采集和分析2010—2018年母乳样品中的HBCDs，探究北京人体中HBCDs的残留特征与变化趋势，同时评估婴幼儿通过母乳喂养摄入HBCDs是否存在健康风险。研究共招募85名志愿者采集233份母乳样品，采用液液萃取-多级净化法进行样品处理，高效液相色谱-串联质谱法(LC-MS/MS)测定样品中HBCDs及其异构体含量。样品的测定结果显示：① HBCDs的检出率为100%，浓度范围为0.46~93.5ng/g lw(脂重)，均值和中值分别为7.27ng/g lw和5.77ng/g lw，高端暴露量第95百分位值为15.6ng/g lw；② α-HBCD为主要异构体，3种非对映异构体的含量占比大小为：α-HBCD>γ-HBCD>β-HBCD；③婴幼儿HBCDs的每日估计摄入量EDI中值为20.5ng/kg bw/day，第95百分位值为71.4ng/kg bw/day，高于日本、加纳及中国的其他城市。2010—2018年北京地区母乳中HBCDs浓度与北京地区以往的研究数据相比较接近，与国内外其他地区相比水平较高，且存在个体差异。HBCDs总量从2010—2013年持续上升，而后小幅度下降并趋于平缓，可能与中国及全球HBCDs的使用及禁用有关。健康风险评估结果显示，99%的母乳样品的非致癌风险危害系数(HQ)小于1，表明婴幼儿通过母乳喂养摄入HBCDs不会带来显著的健康风险，但1%母乳样品HQ值大于1，表明研究区域存在高风险暴露婴幼儿个体。
要点(1) 与国内外其他地区相比，北京市2010—2018年母乳中HBCDs残留处于较高水平。
(2) 2010—2018年北京地区母乳中HBCDs总量呈现先上升，而后下降并趋于平缓的趋势。
(3) 健康风险评估结果表明在研究区域内约1%婴幼儿个体存在高风险暴露。
HIGHLIGHTS(1) Compared with other countries and other cities in China, the level of HBCDs in breast milk in this study was higher.
(2) From 2010 to 2018, the residual levels of HBCDs in breast milk initially increased, then decreased and remained stable.
(3) The health risk assessment results indicate that intake of HBCDs via breastfeeding may cause health risks to infants (-1%).
Abstract:BACKGROUNDHexabromocyclododecanes (HBCDs) have been identified as organic pollutants with the properties of persistence, long-distance migration, bioaccumulation, and biological toxicity. HBCDs have been detected in all kinds of biological and abiotic samples around the world, and have adverse effects on the environment and human body. As a non-invasive biological sample, human milk is a good medium for evaluating the exposure of HBCDs in the human body, and is widely used in the study of the exposure level of HBCDs in various countries, especially in nursing infants and young children. According to the survey, the production and use of HBCDs in Beijing has continued to rise since the use and production restriction of HBCDs in 2016, and the total use of HBCDs in 2019 increased by 60.8% compared with 2018. Therefore, in recent years in Beijing, especially before and after the use and production restriction of HBCDs, the residual characteristics and change trend of HBCDs in breast milk have attracted much attention.
OBJECTIVESTo investigate the residual characteristics and trends of HBCDs in breast milk in Beijing from 2010 to 2018, evaluate the health risks for infants to intake HBCDs via breastfeeding, and provide basic data support for the scientific use, management, control, and human exposure risk assessment of HBCDs.
METHODSBreast milk samples (n=233) were obtained from 85 volunteer donors living in Beijing from 2010 to 2018. All volunteers have been living in Beijing for more than 5 years, are healthy, and do not directly engage in HBCDs production, processing, and other related occupations. Each sample was about 30mL, which was manually collected by volunteers into a 30mL clean glass bottle with a Teflon lined screw cap, and then transferred to a laboratory refrigerator for cryopreservation at -20℃. All volunteers were informed of the objective of this study. Pretreatment was conducted by liquid-liquid extraction and ammonia, ethanol, ether and n-hexane were added in turn. After liquid-liquid extraction, concentrated sulfuric acid sulfonation was combined with solid phase extraction (SPE) to purify the samples. Finally, 200μL methanol was added for constant volume. After centrifugation, the upper layer solution was transferred to a brown sample bottle (including lined tube) for storage. The qualitative and quantitative analysis of HBCDs was performed by Waters UPLC CLASS ultra-high performance liquid phase tandem API 4000 triple quadrupole mass spectrometry(LC-MS/MS). The isotope internal standard method was used for quantitative analysis to reduce the matrix effect.
RESULTSThe detection rate of HBCDs in breast milk was 100%, indicating that HBCDs have been widespread in the human body. The concentration range of HBCDs was 0.46-93.5ng/g lw (lipid weight), with the average and median values of 7.27ng/g lw and 5.77ng/g lw, respectively. The 95th percentile of high-end exposure was 15.6ng/g lw. There were individual differences in the milk samples. The detection rates of α, β and γ-HBCD in all breast milk samples were 100%, 35.6% and 70.8%, respectively. α-HBCD had the most abundant diastereomers in breast milk samples, accounting for 80.1%, followed by γ-HBCD and β-HBCD in order. There were also a small number of breast milk samples that were dominated by γ-HBCD, accounting for 52.2%-83.5%. Even samples taken by the same volunteer in different months had different major diastereomers. The median EDI of HBCDs via human milk for infant was 20.5ng/kg bw/day, and the 95th percentile value was 71.4ng/kg bw/day, which was comparable to the previous research in Beijing, but higher than Japan, Ghana and other cities in China.
CONCLUSIONSCompared with the HBCDs in breast milk from other regions at home and abroad, the level of HBCDs in breast milk in this study is close to the previous research data in Beijing, but higher than that of Shanghai, Shenzhen and other cities in China, as well as higher than the results of recent studies in Japan, the United Kingdom, the United States, Canada, India, the Philippines and some African countries, which may be related to the continuous use of HBCDs in China and the large amount of use. In human breast milk, α-HBCD is the main diastereomers, while in a small number of samples, γ-HBCD is the main diastereomers. The differences in the distribution characteristics of these diastereomers may be due to the differences in the absorption, metabolism and excretion mechanisms among individuals, and the transformation of HBCDs among different isomers in vivo, and the differences in the main external exposure pathways. The level of HBCDs showed an obvious upward trend from 2010 to 2013, reached the highest value of 6.84ng/g lw in 2013, and then decreased slightly and remained constant, which may be related to the production, use and prohibition of HBCDs globally and domestically. The time trend of α-HBCD and HBCDs is basically the same, while the content of β-HBCD and γ-HBCD in breast milk is low, and the change trend is stable with time. The concentration of HBCDs in breast milk changed slowly from 2014 to 2018 but did not show a significant downward trend after the initial ban of HBCDs in China in 2016, which may indicate that there are still a large number of HBCDs in production and use on the market, and human intake of HBCDs through air, dust, diet and other ways does not decrease. The risk assessment results indicate that the Hazard Quotient (HQ) of 99% breast milk samples is less than 1, which indicates that the intake of HBCDs through breast-feeding during lactation would not bring significant health risk to infants, but the HQ value of 1% breast milk samples is greater than 1, which suggests that breastfeeding may bring health risks to infants. More research is needed to further investigate the major sources of exposure and the effect of each potential factor.
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Keywords:
- hexabromocyclododecanes (HBCDs) /
- breast milk /
- liquid-liquid extraction /
- HPLC-MS/MS /
- residue levels /
- time trend
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植物生长调节剂被定义为天然存在或人工合成的化合物[1]，在农业生产中主要有加速或延缓种子萌发、打破植物休眠、诱导开花结果以及影响衰老过程的功效[2-3]，对植物的生长有着重要作用。据2015年统计数据显示，过去十年间植物生长调节剂在国际市场上的贸易额达到约16亿美元[4]，在农业生产中被广泛使用。中国作为世界上使用植物生长调节剂较多的国家之一，2010—2016年间平均使用量为65×107kg/年[5]。截至2021年5月，中国共登记了1175个植物生长调节剂产品[6]。但是，植物生长调节剂使用过程中存在的大量滥用、误用现象不仅减少了农作物的产量，而且加剧了其在环境中的残留，特别是在果蔬等农产品中的残留尤为显著。颜伟华等[7]在259份豆芽样品的146份中检出多效唑、赤霉素和噻苯隆等植物生长调节剂，芒果中6-苄氨基嘌呤的含量高达0.50mg/kg[8]。同时，在水体和土壤中也检出多种植物生长调节剂。黄思静等[9]检测了水源水、出厂水和末梢水8份水样中7种目标青霉素的残留，测定值在4.56~20.79ng/L之间。汤涛等[10]对浙江和山东两省的棉花田土壤样品中乙烯利进行检测，检出范围分别为0.17~8.90mg/kg和0.19~4.00mg/kg。另外，绝大部分植物生长调节剂都有毒性，且部分进入土壤后会发生吸附、解吸、水解、光解和微生物降解等环境行为并产生分解产物[11]，而分解产物多具有更高的毒性。例如，赤霉酸的水解产物异构赤霉酸会造成小鼠肾脏和肝组织细胞坏死，水解副产物赤霉烯酸和羟基赤霉酸等毒性也均比赤霉酸强[12-13]。
为评估植物生长调节剂残留是否会对环境及人体健康造成威胁，一些高效、快速的分析测试技术被用来对植物生长调节剂进行定性和定量分析，以判断其残留是否满足相关标准。目前，分析测试技术主要包括气相色谱(GC)和气相色谱-质谱联用法(GC-MS)[14-16]、高效/超高效液相色谱(HPLC/UPLC)和高效/超高效液相色谱-串联质谱法(HPLC/UPLC-MS/MS)[17]、离子色谱法(IC)[18]、分光光度法(SP)[19]、毛细管电泳分析法(CE)[20]、酶联免疫法(ELISA)[21]和电化学传感器法[22]等。其中，由于植物生长调节剂双键、羧基等结构特性及其较高水溶性，色谱[23]以及色谱-质谱联用[24]成为目前比较成熟且被广泛应用的分析测试技术，在相关植物生长调节剂分析测试的研究文献中占比高达70%(分别为32.84%和36.82%)。早在2000年，Hau等[25]采用液相色谱-电喷雾电离串联质谱法测定了食品中的矮壮素，最高检出浓度达到5.50mg/kg。Liu等[26]将荧光技术与HPLC-MS联用，并结合微波辅助萃取-衍生化的方法，对食用油中的赤霉酸、吲哚乙酸、吲哚丙酸、吲哚丁酸、1-萘乙酸和2-萘乙酸等6种酸性植物生长调节剂进行了检测，结果显示非转基因菜籽油中植物生长调节剂检出浓度最高，在2.93~10.85mg/kg之间。2022年，陈建波等[27]将高效液相色谱与附蒸发光散射检测器联用，检测了水溶性肥料中季铵盐类植物生长调节剂，13min内实现了目标物的完全分离，在10%的样品中检测出植物生长调节剂的残留。
本文总结了果蔬、肥料和土壤等固态基质和水体、食用油和营养液等液态基质中典型植物生长调节剂常用的固相萃取、液液萃取等前处理方法以及高效液相色谱-质谱联用法和超高效液相色谱法等分析测试技术。同时，考虑到植物生长调节剂较强的自然衰减能力及其中间产物的高毒性，并结合植物生长调节剂的特殊结构及性质系统归纳了不同测试技术的优缺点及适用范围，以全面了解植物生长调节剂前处理和分析测试现状，为后续研究植物生长调节剂的分析测试、迁移转化和污染评估与治理提供文献支撑。
1. 植物生长调节剂的特点
1.1 植物生长调节剂的分类及作用
根据植物生长调节剂的性质和功效，可以将其分为三大类：植物生长促进剂、植物生长抑制剂和植物生长延缓剂[5](表 1)。植物生长调节剂的作用多种多样。例如，Chen等[28]发现施加赤霉素可以增加器官伸长率，进而增加番茄的形状指数。Guzmán等[29]对生长素、吲哚丁酸和赤霉素的组合能否改善“优质无籽”品种葡萄的品质属性进行了研究，结果表明使用该组合后，果实的硬度和冷藏60天后的新鲜度都得到了提高。李响等[30]用外源乙烯、脱落酸及乙醇对薄皮甜瓜的研究表明，脱落酸和乙烯能够促进果实的软化。Lal等[31]通过喷施不同浓度多效唑，最高可使梨的产量增加34%。其中，赤霉素、乙烯利以及多效唑和希效唑是目前使用和研究比较广泛的植物生长调节剂[7, 10]。
植物生长调节剂分类 作用 典型产品 植物生长促进剂 促进机体细胞分裂和新生器官分化 生长素、细胞分裂素、赤霉素、胺鲜酯、乙烯利及油菜素甾醇类化合物等 植物生长抑制剂 导致茎伸长，从而抑制植物的顶端优势，促进植物侧叶增多 肉桂酸、香豆素和脱落酸等 植物生长延缓剂 抑制植株节间伸长，使得植株变矮 矮壮素、多效唑、烯效唑、氟节胺和吡啶醇等 1.2 典型植物生长调节剂的化学结构式和理化性质
典型植物生长调节剂的化学结构式和理化性质如表 2所示。大部分植物生长调节剂水溶性较高，20℃左右时水中溶解度在0.02~8g/L之间；同等温度下，乙烯利水中溶解度高达1000g/L，远高于其他植物生长调节剂。而且，大部分植物生长调节剂正辛醇水分配系数在0~4之间，表明其具有较强的极性和亲水性。另外，植物生长调节剂的官能团种类也较丰富，大部分含有双键，吲哚乙酸、脱落酸和肉桂酸等酸性植物生长调节剂含有羧基，芳环存在于氯吡脲、肉桂酸等植物生长调节剂中，其他植物生长调节剂还含有羟基、醚键和氨基等官能团。
表 2 部分典型植物生长调节剂的化学式、结构式和常用理化性质Table 2. Chemical formula, structural formula and common physical and chemical properties of the typical plant growth regulators植物生长调节剂分类 典型代表 化学式 熔点(℃) 沸点(℃) 密度(g/cm3) 水中溶解度(g/L) 正辛醇-水分配系数 结构式 植物生长促进剂 赤霉酸 C19H22O6 227 628.60±55 1.50±0.10 20℃：5.00 0.01 
吲哚乙酸 C10H9NO2 165~169 415 1.36 20℃：8.00 1.43 
氯吡脲 C12H10ClN3O 170 308.40 1.42 22℃：0.04 3.83 
乙烯利 C2H6ClO3P 70~72 333.40 1.57 23℃：1000 -1.42 
2，4-二氯苯氧乙酸 C8H6Cl2O3 140.5 160 1.56 20℃：0.89 2.59 
植物生长抑制剂 脱落酸 C15H20O4 163 458.70 1.19 20℃：3~5 1.70 
肉桂酸 C9H8O2 133 300 1.25 20℃：0.40 2.41 
香豆素 C9H6O2 68~73 298 0.94 25℃：2.50100℃：20 1.39 
植物生长延缓剂 矮壮素 C5H13Cl2N 239~243 260.30 1.22 20℃：0.74 0.93 
多效唑 C15H20ClN3O 165~166 460.90 1.19 20℃：0.03 2.99 
1.3 植物生长调节剂的毒性
植物生长调节剂属于微毒或低毒农药，多直接作用于植物，并可能残留于果蔬或进入土壤和地下水系统，进而威胁环境安全和人体健康。例如，多效唑可以增加肝细胞的氧化应激和凋亡率[32]，造成斑马鱼胚胎发育不良[33]，若残留于土壤中还会减缓马铃薯生长速率[34]；小鼠孕早期暴露于乙烯利中会降低血清孕激素水平[35]，并损害体细胞组织[36]；另外，暴露于2，4-二氯苯氧乙酸中，会损害斑马鱼幼虫视网膜结构[37]，影响其肝细胞代谢[38]，并增加肺癌患病率风险[39]。
2. 不同环境介质中植物生长调节剂分析检测前处理方法
由于样品中多含有大量杂质干扰检测，因此合适的前处理方法可提高测试结果的准确性。但是，样品前处理过程所占工作量超过整个分析测试工作的70%，且最终检测结果中约50%的误差来源于前处理[40]。所以，建立快速、简便和稳定的前处理方法，可有效地提高分析检测效率及准确度。目前，检出植物生长调节剂的环境介质形态主要分为两种(表 3)：固态基质样品(果蔬、肥料和土壤等)和液态基质样品(水体、油和营养液等)，相关涉及的前处理方法也多针对这两种不同形态的环境基质。
表 3 植物生长调节剂分析测试时固态基质样品和液态基质样品常用的前处理方法Table 3. Common pretreatment methods of solid matrix samples and liquid matrix samples for the analysis and test of the plant growth regulators介质类型 测定物质 样品前处理方法 提取剂 回收率(%) 参考文献 固态基质 肥料 茉莉酸、多效唑、水杨酸、反式玉米素、赤霉素、吲哚乙酸、脱落酸、芸苔素内酯、胺鲜酯 液液萃取 甲醇 92.00~104.70 [41] 果蔬 赤霉酸、脱落酸、吲哚丙酸、对氯苯氧乙酸、噻苯隆、4-苯氧基乙酸、调果酸、2，4-二氯苯氧乙酸、氯吡脲、抗倒胺、环丙酸酰胺、吲哚乙酸、6-氨基嘌呤、吲哚丁酸、抗倒酯、多效唑、烯效唑、抑芽唑 QuEChERS 乙酸-乙腈溶液 70.10~116.20 [42] 大米 五氟磺草胺、哌草丹、乙草胺、多效唑、烯效唑、矮壮素、脱落酸、2，4-二氯苯氧乙酸 QuEChERS 乙腈-水-甲酸溶液 75.10~115.00 [43] 黄瓜番茄 4-氯苯氧乙酸、6-糖基氨基嘌呤、吲哚丁酸、α-萘乙酸、氯吡脲等 分散固相萃取 乙腈-二氯甲烷(含0.5%甲酸) 71.90~113.80 [44] 豆芽 4-氯苯氧乙酸、2-萘乙酸、吲哚乙酸、吲哚丁酸、4-氟苯氧乙酸、2，3，5-三碘苯甲酸、4-溴苯氧乙酸、2，4-二氯苯氧乙酸、2，4，5-三氯苯氧乙酸、2，6-二甲基苯氧乙酸 超声-固相萃取 乙腈 96.30~102.10 [20] 液态基质 植物营养剂 赤霉酸、多效唑、异戊烯腺嘌呤、5-硝基邻甲氧苯酚钠、6-苄基腺嘌呤、4-氯苯氧乙酸、吲哚丁酸、烯效唑、4-氟苯氧乙酸、氯吡脲、噻苯隆 超声-固相萃取 甲醇 92.50~103.50 [45] 食用油 赤霉酸、吲哚乙酸、吲哚丙酸、吲哚丁酸、1-萘乙酸、2-萘乙酸 微波辅助萃取 甲醇 96.10~104.40 [26] 2.1 固态基质样品
涉及植物生长调节剂的固态基质主要包括果蔬、肥料和土壤等。其中，果蔬是植物生长调节剂检出最频繁的固体基质，而肥料和土壤等基质中也已检出部分植物生长调节剂。固态基质样品的前处理过程可分为提取和净化两大部分。其中，QuEChERS方法是应用最广泛的固体基质样品前处理方法。
(1)提取
索氏提取是一种经典的液固提取技术，可被用于固态基质中植物生长调节剂的提取，并可以配合超声仪进行提取[46]。超声提取通过高频率超声波增加固体样品中待测物的溶出速率，能够大大缩短提取时间[47]。此外，加速溶剂萃取通过增大有机溶剂的沸点，也可以提高待测样品中植物生长调节剂在较高温压下的提取效率[48-49]；超临界流体萃取则以超临界流体代替有机溶剂，对待测样品中植物生长调节剂进行提取[50-51]；微波辅助萃取利用微波，使待测样品中植物生长调节剂的解吸速率及其在两相中的分配速率加快，减少了试剂消耗量，同时提高了提取效率[52]。
(2)净化
固相萃取技术具有溶剂耗量少、对实验条件要求较低的优点[53-54]。目前，以固相萃取为基础，逐渐发展形成了许多新型固相萃取方法，主要包括固相微萃取、磁性固相萃取、分散固相萃取和全自动固相萃取等[55]。随着研究深入，学者们已经研究出许多新型材料构建的吸附剂，例如新型磁性共价有机骨架材料[56]、氨基修饰的Scholl耦合介孔聚合物[57]、新型磁性β-环糊精修饰氧化石墨烯[58]和磁性碳化硼纳米片[59]等，都可用于萃取固态基质样品中的植物生长调节剂。
此外，QuEChERS方法因其快速、便宜、有效、可靠和安全的特点，成为固态基质样品中植物生长调节剂检测使用最广泛的前处理方法[60]。该方法通过乙腈或者酸化乙腈提取植物生长调节剂，并进行盐析分层，再通过分散固相萃取，利用合适的吸附剂将植物生长调节剂与乙腈中大部分干扰物结合，从而达到净化的目的[61]。但当基质较复杂时，该方法存在富集倍数不高、净化效果不够理想等问题。毕军等[62]通过冷冻诱导液液萃取技术，选择40%乙腈水溶液处理样品，改良优化了QuEChERS技术，使样品的相对回收率均可达到70%~120%。
2.2 液态基质样品
水体、食用油和营养液是植物生长调节剂被检出最频繁的液态基质。目前，液液萃取是液态基质最常用的萃取方法。对于萃取剂的选择，赤霉酸和乙烯利等植物生长调节剂的正辛醇水分配系数小于1，为强极性化合物，可用甲醇、乙醇和丙酮等亲水性有机溶剂萃取；氯吡脲和多效唑等其余大部分植物生长调节剂的极性相对较弱，但与苯和氯乙烷等其他类别的化合物(正辛醇-水分配系数>10)相比，仍属于极性较强的范畴，因此，萃取剂不仅可以用甲醇，还可用乙酸乙酯和氯仿等不溶于水的极性有机溶剂。虽然液液萃取对萃取剂的要求较多，但是绝大部分植物生长调节剂高水溶性的特性，使其常通过HPLC或HPLC-MS/MS直接检测，省去了复杂的提取和净化等前处理步骤。此外，由于一些植物生长调节剂色谱特性差或不易被检测，还需要进行衍生化处理[26]，从而将待测组分转化成适合被分析的衍生物。
3. 植物生长调节剂分析测试技术
大部分植物生长调节剂存在羟基、羧基和芳环等官能团，且辛醇水分配系数小于4、亲水性较强，因此具有前处理简单、快速便捷等优点的HPLC/UPLC-MS/MS成为应用最广泛的分析测试技术。同时，植物生长调节剂进入土壤和水体等环境中，会发生吸附、解吸和微生物降解等环境行为并产生浓度较低的中间产物，若对中间产物进行定性、定量分析，则对仪器的检出限要求较高，这也是HPLC/UPLC-MS/MS被应用最多的原因之一。另外，部分植物生长调节剂由于其沸点较低、易挥发，需采用GC或GC-MS进行分析测试，但在使用GC检测时大部分植物生长调节剂色谱特性差或不易被检测[63]，需要提前进行衍生化处理。从普适性强弱的角度，植物生长调节剂相关测试技术主要包括HPLC/UPLC-MS/MS[17, 59]、HPLC/UPLC[64]、GC-MS[65-66]、GC[63]、IC[67]、SP[19]、ELISA[68]、CE[20]、电化学传感器[22]及微孔侧流免疫层析法[69]等。
3.1 高效液相色谱法、超高效液相色谱法及液相色谱-质谱联用法
高效液相色谱法(HPLC)具有操作简单、准确度高、分析周期较短、前处理较为方便等优点，可用于多种植物生长调节剂的同时检测[70]。但是，当样品基质比较复杂时，这种技术的选择性和灵敏度不高，且维修费用相对较高。与GC相同，为提高检测效率与准确度，HPLC也常与质谱联用，具有样品前处理简便、特异性更强、灵敏度更高和定性能力更好等特点[71-72]。
目前，大部分植物生长调节剂水中的溶解度(20℃)在0.50~10g/L，且自然分解转化速率较快，在土壤和地下水中的残留极少，对分析测试技术检出限要求较高。同时，绝大部分植物生长调节剂的辛醇-水分配系数在0.50~4，亲水性强[73]。因此，HPLC/UPLC和HPLC/UPLC-MS/MS几乎适用于所有植物生长调节剂的检出。但是，HPLC/UPLC和HPLC/UPLC-MS/MS常被用于检测果蔬中植物生长调节剂的残留，其次是土壤和肥料，而自然水体中的相关研究较少。这可能是由于自然环境中植物生长调节剂自然衰减速率很快，导致其在地表水和地下水等自然水体中的残留极其微量甚至无法被直接检出。
通过HPLC/UPLC和HPLC/UPLC-MS/MS检测的不同环境介质中部分植物生长调节剂的检出限及植物生长调节剂回收率情况如表 4所示。植物生长调节剂在使用HPLC/UPLC和HPLC/UPLC-MS/MS检测时，其平均回收率分别为70.40%~110.00%和69.10%~116.00%。其中，部分植物生长调节剂的回收率较低，例如水杨酸的回收率只有69. 10%~97. 30%[80]，主要是其易水解特性导致。另外，相较于GC而言，HPLC精密度和准确度也更高、检出限更低。例如，用GC和HPLC分别检测土壤中的多效唑，GC检出限为10mg/kg[23]，而HPLC检出限可低至0.80×10-2mg/kg[74]。同时，HPLC与质谱联用可使检出限进一步降低，用于检测土壤中烯效唑残留时，检出限可达10-5mg/kg[78]。
表 4 高效液相色谱/超高效液相色谱及液相色谱-串联质谱法分析条件及部分植物生长调节剂检出情况Table 4. Analysis conditions of high performance liquid chromatography/ultra-high performance liquid chromatography and liquid chromatography-tandem mass spectrometry and detection limits of some plant growth regulators测试技术 固态/液态介质 PGRs种类 色谱仪 检测器 检出限(土壤、肥料、果蔬mg/kg；水ng/L) 回收率(%) 参考文献 型号 色谱柱 HPLC 肥料 赤霉酸 Agilent 1260 Waters Atlantis T3 UV 0.60 70.40~107.20 [74] 脱落酸 0.20 萘乙酸 0.20 氯吡脲 1.90 烯效唑 5.10 土壤 多效唑 Waters Alliance 2695 Capcell PAK C18 MGⅡ 0.80×10-2 98.30~102.10 [75] 水体 氯吡脲 Shimadzu LC6A Li-Chrospher 100 RP-8 0.40 90.00~92.00 [76] UPLC 黄瓜 噻苯隆 Agilent 1290-infinity Poroshell 120 EC-C18 DAD 1.90×10-2 86.20~95. 00 [44] 西瓜 氯吡脲 0.50×10-2 85.00~90.50 番茄 脱落酸 1.90×10-2 101.20~110.00 葡萄 2, 4-二氯苯氧乙酸 7.60×10-2 96.60~103.80 HPLC-MS/MS 苹果 丁酰肼 Waters Alliance 2690 Hypersil APS-2 质谱 0.80×10-2 98.0~102.0 [77] 叶子 0.02 112.0~116.0 土壤 烯效唑 LC-20A Agilent Poroshell 120 SB-C18 10-5 84.00~87.00 [78] UPLC-MS/MS 麦冬 多效唑 Waters Corp Acquity HSS T3 column 质谱 30 86.90~115.40 [79] 土壤 烯效唑 50 81.30~108.20 水产品 水杨酸 Waters TQ-S C18 0.26×10-2 69.10~97.30 [80] 肥料 嘧啶醇 Agilent 1290 Waters Acquity UPLC BEH C18 0.09~2.51 85.40~95.30 [81] 调节膦 三唑醇 缩节胺 土壤 胺鲜酯 Agilent 1200 VarianVF-5ms 三重四极杆质谱 0.80×10-2 89.40~103.30 [82] UPLC-HRMS 水体 青霉素 Agilent 1290 ZORB-AX RRHD SB-C18 高分辨质谱 1~10 91.20~106.40 [9] 基于上述优点，植物生长调节剂进入土壤和水体等环境后通过水解、光解和微生物降解等环境行为产生的低浓度中间产物，也通常使用HPLC/UPLC或HPLC/UPLC-MS/MS技术进行检测。例如，Zhang等[12]将LC-MS与离子阱(QIT)和飞行时间(TOF)技术结合，对赤霉酸的水解产物异构赤霉酸及水解副产物赤霉烯酸和羟基赤霉酸进行了检测。
3.2 气相色谱法和气相色谱-串联质谱法
气相色谱法(GC)具有低成本、易维护的优点，且气相色谱-串联质谱法(GC-MS)已成为一种常规测试技术[64]。但是，GC和GC-MS受样品基质干扰影响较大，对前处理方法要求很高。另外，受不同植物生长调剂物理化学性质的影响(如沸点超过400℃的脱落酸和吲哚乙酸等，或含羟基、羧基的氯吡脲及肉桂酸等)，大部分植物生长调节剂的气相色谱特性差(表 2)，且不易被检测。例如，李忠煜等[66]使用GC-MS检测土壤中酚类化合物时，需提前进行衍生化处理，使待测物质转化成适合被分析的衍生物。另外，衍生化反应还能够改善化合物的分离度和热稳定性，使其利于被检测。
GC和GC-MS检测不同环境介质中的部分植物生长调节剂的检出限及回收率情况如表 5所示。可以看出，植物生长调节剂在使用GC和GC-MS检测时，其平均回收率分别为72.50%~108.80%和70.00%~127.00%。为了进一步降低检出限，GC常与质谱联用，以满足低浓度植物生长调节剂残留的检测。例如，土壤中较常检测出的多效唑和烯效唑等植物生长调节剂，使用GC检测时的检出限为0.03mg/kg[85]，而GC与质谱联用后检出限降低至0.42×10-2mg/kg[88]。
表 5 气相色谱法及气相色谱-质谱联用法分析条件及部分植物生长调节剂检出情况Table 5. Analysis conditions of gas chromatography and gas chromatography-mass spectrometry and detection limits of some plant growth regulators测试技术 固态/液态介质 PGRs种类 色谱仪 检测器 检出限(mg/kg) 回收率(%) 参考文献 型号 色谱柱 GC 肥料 胺鲜酯多效唑烯效唑 Agilent 7890B HP-5毛细管柱 FID 10.0 80.60~97.10 [23] 杨梅
苹果
枣树
卷心菜
西兰花2，4-二氯苯氧乙酸
1-萘乙酸
吲哚乙酸
吲哚丁酸Agilent 7890A HP-5毛细管柱 12.0
23.0
15.0
18.083.00~96.00 [83] 水体 胺鲜酯 Varian CP-3800 CP 7625 / 79.00~107.00 [84] 土壤 多效唑 Agilent 7890A HP-5毛细管柱 NPD 0.03 72.50~108.80 [85] GC-MS 豆芽番茄 对氯苯氧乙酸
2，4-二氯苯氧乙酸
1-萘乙酸
吲哚乙酸
吲哚丁酸Agilent 7890A/5975C HP-5MS 质谱 1.50×10-2 70.00~127.00 [86] 土壤 胺鲜酯 Agilent 6890-5975B HP-5MS 0.10×10-2 83.00~98.50 [87] 多效唑 GCMS-QP2010 VF-1701毛细管柱 0.42×10-2 106.0~124.0 [88] 3.3 离子色谱法
离子色谱法(IC)属于LC的分支[89]，可用于检测果蔬中植物生长调节剂。例如，Muhammad等[90]利用IC结合荧光技术检测了10种食品中萘乙酸的含量，检出限范围为0.08~6.60ng/kg；Melton等[91]利用混合离子色谱-串联质谱法(IC-MS/MS)同时测定了果蔬中乙烯利和草甘膦，检出限为0.05mg/kg，平均回收率在83.0%~112.0%。Bauer等[92]用优化的IC-MS/MS，测定了番茄、苹果和柠檬中的乙烯利，检出限为0.01mg/kg，回收率均为100.0%。该技术操作简便、经济，并且更多地以试剂盒的形式提供，可实现快速检测，但其灵敏度较低，主要用于果蔬等可能检出的高浓度植物生长调节剂介质。
3.4 分光光度法
分光光度法(SP)因其快速、准确、成本低及耗时短等优点，常用于现场快速测定。张莉等[93]采用快速SP技术同时检测了地下水中的赤霉素和草甘膦，检出限分别为0.48μg/L和0.82μg/L，平均回收率分别为69.40%~73.20%和90.30%~106.50%，并发现赤霉素在一定程度上会使草甘膦的回收率增加10%左右。黄报亮等[94]和张璇等[95]检测了水溶液中除草剂氰尿酸及食品保鲜剂茶多酚和植酸的残留，平均回收率分别为98.10%~102.00%、97.50%~102.50%和96.36%~102.24%。Maragou等[96]通过IC-间接SP技术检测了农药制剂中的乙烯利，改进后两种方法的平均回收率分别为100.4%和99.6%，用第二种方法检测实验样品中乙烯利的含量范围在481±5.90g/L。
3.5 其他技术
酶联免疫技术(ELISA)解决了GC存在的分析物易分解的技术难题。吴璟等[68]建立的直接竞争ELISA技术，实现对饼干、薯片及咖啡中丙烯酰胺的定量分析，平均加标回收率为83.60%~112.70%，检出限为3μg/L。Yi等[97]开发了一种基于单克隆抗体的ELISA技术检测了植物中的茉莉酸甲酯，检出限为0.20μg/L。但是，ELISA技术在同时分析多种类型残留组分时存在较大困难，用于分析结构相似的化合物时会发生不同程度的交叉反应等[98]。
毛细管电泳技术(CE)的分离效率高、耗时短，且有机试剂用量少[98]，不仅在医学、生物学、化学及农学等多方面应用极其广泛，也适用于分析测试大多数植物生长调节剂。张玉芬等[99]采用CE技术测定了番茄中2, 4-二氯苯氧乙酸的残留量，平均回收率在98.20%~104.60%之间，检出限为0.94mg/L。白新伟等[20]使用该技术对豆芽中10种植物生长调节剂残留进行检测，平均回收率为96.30%~102.10%，检出限为0.04~0.06μmol/L。陈宗保[100]采用聚合物整体柱微萃取-CE技术测定了食品中萘乙酸等5种植物生长调节剂的残留，平均回收率范围为87.30%~107.40%，检出限为0.01~0.02mg/L。
电化学传感器法因其使用成本低、操作简单、检测时间短等优点[101]，逐渐被广泛研究和关注。该技术可以用于检测在电极表面发生有效电化学反应，且具有典型电化学结构特征的植物生长调节剂，例如水杨酸、茉莉酸甲酯、脱落酸和吲哚乙酸等。Wang等[102]以类石墨氮化碳作为光活性材料，采用石墨烯量子点作为改进剂，并使用金纳米颗粒作为DNA探针的固定基质建立了光电化学传感法对玉米素进行捕获识别，回收率在94%~105%。Zhu等[103]通过结合具有高电催化活性的分子印迹聚合物和基于离子液体的石墨烯制备的新型复合材料提高了6-苄基氨基嘌呤的检测效率，检出限可达0.20μmol/L。Li等[104]采用不锈钢丝作为电极，通过电沉积和电聚合作用依次形成石墨烯复合膜和番红花红聚合膜，增强了电极对吲哚乙酸的敏感程度，检出限低至43pg/mL，实现了微电化学传感器检测植物体内吲哚乙酸的首次应用。
微孔侧流免疫层析法的前处理简单便捷、快速灵敏，但只能检测出结果呈阴性或呈阳性[69]，适合对样品进行快速筛选。华彦涛等[69]使用微孔侧流免疫层析法检测出农产品中存在2, 4-二氯苯氧乙酸(检出限为0.05μg/mL)，并能同时检测与2, 4-二氯苯氧乙酸结构类似的4-氯苯氧乙酸和2，4，5-三氯苯氧乙酸(检出限分别为0.20μg/mL和0.50μg/mL)。
4. 结语与展望
植物生长调节剂作为一种新型微毒农药，对环境以及人体健康的危害日益受到广泛研究和关注。考虑到植物生长调节剂双键、羧基等结构特性及其较高水溶性，以液液萃取或固相萃取为主的前处理技术以及以色谱-质谱联用法为主的分析测试技术在植物生长调节剂的分析测试中被广泛应用。但是，关于土壤和水体中痕量植物生长调节剂的分析测试问题仍亟待解决。未来，相关研究应聚焦于以下三个方面的内容。
(1)重视土壤和水体中痕量植物生长调节剂的分析测试
虽然现有以高效液相色谱-串联质谱法为主的分析测试技术，已经可以实现果树、肥料和营养液等环境基质中痕量植物生长调节剂的分析测试，但是土壤和水体中痕量植物生长调节剂的分析测试经常被忽视。在植物生长调节剂使用过程中，70%的植物生长调节剂在施用过程中会洒落于土壤表面，并可能通过吸收、传输进入到土壤或地下水中。同时，植物生长调节剂在土壤或地下水传输过程中伴随的一系列环境行为，使其含量呈递减趋势。因此，果树等农产品中植物生长调节剂的残留最为明显，而土壤中可能由于其高溶解度导致的快速迁移使其在土壤中的残留较少。另外，由于植物生长调节剂的自然衰减速度快，导致其在水体和土壤等复杂基质中的含量过低而无法进行检测。未来需进一步优化分析测试技术，特别是前处理方法，以更好地评估植物生长调节剂对土壤以及水体(特别是地下水)的环境风险。
(2)聚焦因环境行为产生的中间产物的分析测试
大多数植物生长调节剂都属于低毒或微毒，但一些植物生长调节剂在环境中降解的中间产物可能会有更大的毒性，如赤霉酸的水解产物异构赤霉酸及副产物赤霉烯酸和羟基赤霉酸等均有较强的毒性。目前，鲜有关于因环境行为产生的中间产物的研究，重视对不同环境介质中植物生长调节剂中间产物的定性、定量分析检测是未来的重点研究方向。
(3)开发基于新材料新技术的分析测试方法
色谱-质谱联用法的准确度高，检出限低，但仪器使用及维修费用高，普通基层实验室无法达到如此高的硬件条件，不利于现场及大量检测。一些成本低、效率高、耗时短的分析测试技术，如离子色谱法和微孔侧流免疫层析法，虽能进行日常快速检测和筛选，但无法满足土壤和地下水中植物生长调节剂微量残留的检测。未来需要开发的分析测试技术应当结合新材料或新技术，不断改进、研究新型便捷高效的检测方法，呈现多种技术交叉融合的新局面。
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图 1 标准溶液中(a)D18-HBCD、(b)13C-HBCDs、(c)HBCDs及实际母乳样品中(d)HBCDs三种异构体提取离子流图
Figure 1. Extracted ion chromatograms of (a) D18-HBCD, (b) 13C-HBCDs, (c) HBCDs in standard solution and (d)HBCDs in actual sample.
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图 2 2010—2018年母乳中HBCDs浓度分布散点图和中值线
Figure 2. Scatter diagram and median values of HBCDs concentration distribution in breast milk from 2010 to 2018.
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图 3 母乳中∑HBCDs及三种异构体浓度中值随时间变化趋势
Figure 3. The trend of the median concentration of HBCDs in breast milk over time.
表 1 志愿者与母乳样品数量信息
Table 1 Main information of the donors and samples
采样年份 志愿者人数 样品个数 志愿者平均年龄 2010 7 8 29 2011 14 32 31 2012 7 25 29 2013 3 13 29 2014 12 26 30 2015 7 28 31 2016 17 44 32 2017 9 42 32 2018 9 15 35 
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表 2 液相色谱梯度洗脱程序
Table 2 Gradient elution procedure of HPLC for separation
时间
(min)A相
(%)B相
(%)流速
(μL/min)0.00 60.0 40.0 500 11.0 92.0 8.0 500 14.0 100 0.0 500 16.0 60.0 40.0 500 20.0 60.0 40.0 500
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表 3 质谱条件与参数
Table 3 Main parameters of mass spectrometer
质谱条件 参数 雾化温度(Temperature，TEM) 300℃ 离子喷射电压(Ion Spray Voltage，IS) -4500V 气帘气压力(Curtain Gas，CUR) 10psi 雾化气(Ion Source Gas1，GS1) 60psi 辅助气(Ion Source Gas2，GS2) 50psi 碰撞气压力(Collision Gas，CAD) 8psi 去簇电压(Declustering Potential，DP) -40V 入口电压(Entrance Potential，EP) -10V 碰撞能量(Collision Energy，CE) -40eV 碰撞出口电压(Collision Cell Exit Potential，CXP) -6V
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表 4 北京市2010—2018母乳中HBCDs及其非对映异构体浓度
Table 4 Levels of HBCDs and diastereoisomers in breast milk in Beijing from 2010 to 2018
HBCDs异构体 检出率
(%)最小值
(ng/g lw)P5
(ng/g lw)平均值
(ng/g lw)中值
(ng/g lw)P95
(ng/g lw)最大值
(ng/g lw)占比
(%)α-HBCD 100 0.12 1.24 5.83 5.09 13.6 48.3 80.1 β-HBCD 35.6 0.00 0.00 0.25 0.00 1.35 13.4 3.60 γ-HBCD 70.8 0.00 0.00 1.18 0.24 3.22 73.1 16.3 HBCDs 100 0.46 1.84 7.27 5.77 15.6 93.5 - 注：浓度低于检出限取0值；P5、P95分别表示第5、第95百分位值。
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表 5 婴幼儿对HBCDs每日估计摄入量
Table 5 Estimated daily intake (EDI) of HBCDs for infants
HBCDs
异构体最小值
(ng/kg bw/day)P5
(ng/kg bw/day)平均值
(ng/kg bw/day)中值
(ng/kg bw/day)P95
(ng/kg bw/day)最大值
(ng/kg bw/day)α-HBCD 0.35 4.28 23.5 17.6 55.6 236.3 β-HBCD 0.00 0.00 0.76 0.00 2.57 27.1 γ-HBCD 0.00 0.00 3.89 0.97 12.1 168.9 HBCDs 1.38 5.76 28.2 20.5 71.4 267.3 注：P5、P95分别表示第5、第95百分位值。
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[1] Huang X M, Chen C, Shang Y, et al. In vitro study on the biotransformation and cytotoxicity of three hexabromo-cyclododecane diastereoisomers in liver cells[J]. Chemosphere: Environmental Toxicology and Risk Assessment, 2016, 161: 251-258.
[2] Zhao Y H, Li Q Q, Miao X, et al. Determination of hexabromocyclododecanes in sediments from the Haihe River in China by an optimized HPLC-MS-MS method[J]. Journal of Environmental Sciences, 2017, 55: 174-183. doi: 10.1016/j.jes.2016.07.013
[3] Tavoloni T, Stecconi T, Galarini R, et al. BFRs (PBDEs and HBCDs) in freshwater species from Lake Trasimeno (Italy): The singular case of HBCDs in red swamp crayfish[J]. Science of the Total Environment, 2021, 758: 143585. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.143585
[4] 田亚静. 六溴环十二烷修正案对我国的影响及对策建议[J]. 生态经济, 2017, 33(12): 180-183. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-STJJ201712037.htm Tian Y J. The influence of hexabromocyclododecane amendment on China and its countermeasures[J]. Ecological Economy, 2017, 33(12): 180-183. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-STJJ201712037.htm
[5] Shi X L, Zha J M, Wen B, et al. Diastereoisomer-specific neurotoxicity of hexabromocyclododecane in human SH-SY5Y neuroblastoma cells[J]. The Science of the Total Environment, 2019, 686: 893-902. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.06.008
[6] 刘芳, 冀秀玲, 唐蔚, 等. 发育期六溴环十二烷染毒对雌性大鼠脑组织中乙酰胆碱含量及其相关酶活力的影响[J]. 环境与健康杂志, 2011(11): 947-949. doi: 10.16241/j.cnki.1001-5914.2011.11.019 Liu F, Ji X L, Tang W, et al. Effects of hexabro-mocyclododecane on acetylcholinecontents and related enzymes activities of brain in female rats in growth and development period[J]. Journal of Environment and Health, 2011(11): 947-949. doi: 10.16241/j.cnki.1001-5914.2011.11.019
[7] Darnerud P O. Toxic effects of brominated flame retardants in man and in wildlife[J]. Environment International, 2003, 29(6): 841-853. doi: 10.1016/S0160-4120(03)00107-7
[8] 刘小燕, 刘珊, 张丽娟, 等. 六溴环十二烷对斑马鱼的甲状腺激素干扰效应研究[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(11): 2192-2198. doi: 10.11654/jaes.2017-0509 Liu X Y, Liu S, Zhang L J, et al. Thyroid hormone-disrupting effects of hexabromocyclododecane in Zebrafish(Danio rerio)[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(11): 2192-2198. doi: 10.11654/jaes.2017-0509
[9] 李鹏, 杨从巧, 金军, 等. 生产源区人血清中六溴环十二烷水平与甲状腺激素相关性研究[J]. 环境科学, 2014, 35(10): 3970-3976. doi: 10.13227/j.hjkx.2014.10.046 Li P, Yang C Q, Jin J, et al. Correlation between serum levels of hexabromocyclododecane and thyroid hormones in the production area[J]. Environmental Science, 2014, 35(10): 3970-3976. doi: 10.13227/j.hjkx.2014.10.046
[10] Ema M, Fujii S, Hirata-Koizumi M, et al. Two-genera-tion reproductive toxicity study of the flame retardant hexabromocyclododecane in rats[J]. Reproductive Toxicology, 2008, 25(3): 335-351. doi: 10.1016/j.reprotox.2007.12.004
[11] 王馨蕾. 六溴环十二烷及其异构体分析方法与分布规律研究[D]. 济南: 山东大学, 2019. Wang X L. The analytical methods establishment and distribution of hexabromocyclododecane and its diastereisomer[D]. Jinan: Shandong University, 2019.
[12] 王亚韡, 曾力希, 杨瑞强, 等. 新型有机污染物的环境行为[M]. 北京: 科学出版社, 2018. Wang Y W, Zeng L X, Yang R Q, et al. Environmental behavior of emerging organic pollutants[M]. Beijing: Science Press, 2018.
[13] Huang M R, Li J, Xiao Z X, et al. Tetrabromobisphenol A and hexabromocyclododecane isomers in breast milk from the general population in Beijing, China: Contamination levels, temporal trends, nursing infant's daily intake, and risk assessment[J]. Chemosphere, 2020, 244: 1-8.
[14] Shi Z X, Wu Y N, Li J G, et al. Dietary exposure assessment of chinese adults and nursing infants to tetrabromobisphenol-A and hexabromocyclododecanes: Occurrence measurements in foods and human milk[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(12): 4314-4319.
[15] Shi Z X, Zhang L, Zhao Y, et al. A national survey of tetrabromobisphenol-A, hexabromocyclododecane and decabrominated diphenyl ether in human milk from China: Occurrence and exposure assessment[J]. Science of the Total Environment, 2017, 599-600: 237-245. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.04.237
[16] Shi Z X, Yang J, Yue H, et al. Levels of tetrabromobi-sphenol A, hexabromocyclododecanes and polybro-minated diphenyl ethers in human milk from the general population in Beijing, China[J]. Science of the Total Environment, 2013, 452-453: 10-18. doi: 10.1016/j.scitotenv.2013.02.038
[17] 王力明, 王宝成, 李晓斌. 北京市持久性有机污染物统计调查与分析[J]. 精细与专用化学品, 2021, 29(3): 1-3. doi: 10.19482/j.cn11-3237.2021.03.01 Wang L M, Wang B C, Li X B. Statistical investigation and analysis of persistent organic pollutants in Beijing[J]. Fine and Specialty Chemicals, 2021, 29(3): 1-3. doi: 10.19482/j.cn11-3237.2021.03.01
[18] 田芹, 佟玲, 宋淑玲, 等. 手性高效液相色谱-同位素稀释串联质谱法测定土壤及蚯蚓中的六溴环十二烷对映体[J]. 分析化学, 2015, 43(9): 1383-1388. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-FXHX201509025.htm Tian Q, Tong L, Song S L, et al. Determination of hexabro-mocyclododecanes enantiomers in earthworm and soil by chiral high performance liquid chromatography-isotopic dilution-tandem mass spectrometry[J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2015, 43(9): 1383-1388. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-FXHX201509025.htm
[19] 宋淑玲, 潘萌, 马晓东. 北京女性两个相邻哺乳期体内p, p'-DDE排泄速度与富集速度研究[J]. 岩矿测试, 2021, 40(6): 954-961. doi: 10.15898/j.cnki.11-2131/td.202108020091 Song S L, Pan M, Ma X D. Excretionrate and accumulating rate of p, p'-DDE in Beijing resident during consecutive lactation[J]. Rock and Mineral Analysis, 2021, 40(6): 954-961. doi: 10.15898/j.cnki.11-2131/td.202108020091
[20] 施致雄, 封锦芳, 李敬光, 等. 超高效液相色谱-电喷雾质谱法结合同位素稀释技术检测动物源性食品中的六溴环十二烷异构体[J]. 色谱, 2008, 26(1): 1-5. doi: 10.3321/j.issn:1000-8713.2008.01.001 Shi Z X, Feng J F, Li J G, et al. Analysis of hexabromocyclododecane diastereo isomers in foods of animal origin using ultra performance liquid chromatography-mass spectrometry and isotope dilution[J]. Chinese Journal of Chromatography, 2008, 26(1): 1-5. doi: 10.3321/j.issn:1000-8713.2008.01.001
[21] Zhao X Z, Shi Z X. Legacy brominated flame retardants in human milk from the general population in Beijing, China: Biomonitoring, temporal trends from 2011 to 2018, and nursing infant's exposure assessment[J]. Chemosphere, 2021, 285: 131533. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.131533
[22] 丁问微, 田英, 金军, 等. 上海某医院产妇乳汁中六溴环十二烷水平及新生儿经母乳日摄入量的监测分析[J]. 中华预防医学杂志, 2011, 45(6): 498-501. doi: 10.3760/cma.j.issn.0253-9624.2011.06.006 Ding W W, Tian Y, Jin J, et al. Monitoring and analysis of the level of hexabromocyclododecane in maternal milk and the daily intake of newborn through breast milk in a hospital in Shanghai[J]. Chinese Journal of Preventive Medicine, 2011, 45(6): 498-501. doi: 10.3760/cma.j.issn.0253-9624.2011.06.006
[23] Lu S, Tan Z, Jiang Y, et al. Hexabromocyclododecanes in breast milk from residents in Shenzhen, China: Implications for infant exposure[J]. Science of the Total Environment, 2018, 622-623: 1090-1097. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.11.277
[24] Eljarrat E, Guerra P, Martínez E, et al. Hexabromo-cyclododecane in human breast milk: Levels and enantiomeric patterns[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(6): 1940-1946.
[25] Kakimoto K, Akutsu K, Konishi Y, et al. Time trend of hexabromocyclododecane in the breast milk of Japanese women[J]. Chemosphere, 2008, 71(6): 1110-1114. doi: 10.1016/j.chemosphere.2007.10.035
[26] Fujii Y, Kato Y, Masuda N, et al. Contamination trends and factors affecting the transfer of hexabromocyclododecane diastereomers, tetrabromobisphenol A, and 2, 4, 6-tribromophenol to breast milk in Japan[J]. Environmental Pollution, 2018, 237: 936-943. doi: 10.1016/j.envpol.2018.03.015
[27] Abdallah A E, Harrad S. Tetrabromobisphenol-A, hexabromocyclododecane and its degradation products in UK human milk: Relationship to external exposure[J]. Environment International, 2011, 37(2): 443-448. doi: 10.1016/j.envint.2010.11.008
[28] Harrad S, Abdallah A E. Concentrations of polybrominated diphenyl ethers, hexabromocyclododecanes and tetrabromobisphenol-A in breast milk from United Kingdom women do not decrease over twelve months of lactation[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(23): 13899-13903.
[29] Tao F, Abdallah A E, Ashworth D C, et al. Emerging and legacy flame retardants in UK human milk and food suggest slow response to restrictions on use of PBDEs and HBCDD[J]. Environment International, 2017, 105: 95-104. doi: 10.1016/j.envint.2017.05.010
[30] Ryan J J, Rawn D F K. The brominated flame retardants, PBDEs and HBCD, in Canadian human milk samples collected from 1992 to 2005;concentrations and trends[J]. Environment International, 2014, 70: 1-8. doi: 10.1016/j.envint.2014.04.020
[31] Carignan C C, Abdallah A E, Wu N, et al. Predictors of tetrabromobisphenol-A (TBBP-A) and hexabromo-cyclododecanes (HBCD) in milk from Boston mothers[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(21): 12146-12153.
[32] Devanathan G, Subramanian A, Sudaryanto A, et al. Brominated flame retardants and polychlorinated biphenyls in human breast milk from several locations in India: Potential contaminant sources in a municipal dumping site[J]. Environment International, 2012, 39(1): 87-95. doi: 10.1016/j.envint.2011.10.005
[33] Malarvannan G, Isobe T, Covaci A, et al. Accumulation of brominated flame retardants and polychlorinated biphenyls in human breast milk and scalp hair from the Philippines: Levels, distribution and profiles[J]. Science of the Total Environment, 2013, 442: 366-379. doi: 10.1016/j.scitotenv.2012.10.005
[34] Darnerud P O, Aune M, Larsson L, et al. Levels of brominated flame retardants and other pesistent organic pollutants in breast milk samples from Limpopo Province, South Africa[J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(19): 4048-4053. doi: 10.1016/j.scitotenv.2011.05.054
[35] Asante K A, Adu-Kumi S, Nakahiro K, et al. Human exposure to PCBs, PBDEs and HBCDs in Ghana: Temporal variation, sources of exposure and estimation of daily intakes by infants[J]. Environment International, 2011, 37(5): 921-928. doi: 10.1016/j.envint.2011.03.011
[36] Müller M H B, Polder A, Brynildsrud O B, et al. Brominated flame retardants (BFRs) in breast milk and associated health risks to nursing infants in northern Tanzania[J]. Environment International, 2016, 89-90: 38-47. doi: 10.1016/j.envint.2015.12.032
[37] Ryan J J, Wainman B C, Schecter A, et al. Trends of the brominated flame retardants, PBDEs and HBCD, in human milks from North America[J]. Organohalogen Compounds, 2006, 68: 778-781.
[38] Du M M, Lin L, Yan C, et al. Diastereoisomer-and enantiomer-specific accumulation, depuration, and bioisomerization of hexabromocyclododecanes in Zebrafish (Danio rerio)[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(20): 11040-11104.
[39] Roosens L, Abdallah M A, Harrad S, et al. Exposure to hexabromocyclododecanes (HBCDs) via dust ingestion, but not diet, correlates with concentrations in human serum: Preliminary results[J]. Environ Health Perspect, 2009, 117(11): 1707-1712. doi: 10.1289/ehp.0900869
[40] 程鑫. 六溴环十二烷异构体在鱼体内的污染分布特征及其选择性代谢规律研究[D]. 舟山: 浙江海洋大学, 2018. Cheng X. Distribution characteristics and selective metabolism of hexabromocyclododecane isomers in fish[D]. Zhoushan: Zhejiang Ocean University, 2018.
[41] Kim U J, Oh J E. Tetrabromobisphenol A and hexabro-mocyclododecane flame retardants in infant-mother paired serum samples, and their relationships with thyroid hormones and environmental factors[J]. Environmental Pollution, 2014, 184: 193-200. doi: 10.1016/j.envpol.2013.08.034
[42] Barghi M, Shin E S, Choi S D, et al. HBCD and TBBPA in human scalp hair: Evidence of internal exposure[J]. Chemosphere, 2018, 207: 70-77. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.05.032
[43] Johnson-Restrepo B, Adams D H, Kannan K. Tetrabromo-bisphenol A (TBBPA) and hexabromocyclododecanes (HBCDs) in tissues of humans, dolphins, and sharks from the United States[J]. Chemosphere, 2008, 70(11): 1935-1944. doi: 10.1016/j.chemosphere.2007.10.002
[44] Isobe T, Oda H, Takayanagi N, et al. Hexabro-mocyclodo-decanes in human adipose tissue from Japan[J]. Environmental Chemistry, 2009, 6(4): 328-333.
[45] 朱秀华, 李岩, 白皓, 等. 环境空气中六溴环十二烷研究进展[J]. 环境化学, 2016, 35(12): 2469-2481. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HJHX201612003.htm Zhu X H, Li Y, Bai H, et al. Research progress on hexabromocyclododecanes in environmental air[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(12): 2469-2481. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HJHX201612003.htm
[46] Li L, Weber R, Liu J, et al. Long-term emissions of hexa-bromocyclododecane as a chemical of concern in products in China[J]. Environment International, 2016, 91: 291-300.
[47] 李玉芳, 潘萌, 顾涛, 等. 北京哺乳期女性及婴幼儿多环芳烃暴露风险变化特征[J]. 岩矿测试, 2020, 39(4): 578-586. doi: 10.15898/j.cnki.11-2131/td.201912040167 Li Y F, Pan M, Gu T, et al. Exposure of mother and infants to polycyclic aromatic hydrocarbons during lactation, Beijing[J]. Rock and Mineral Analysis, 2020, 39(4): 578-586. doi: 10.15898/j.cnki.11-2131/td.201912040167
[48] 张倩. 广州市居民食用水产品中PBDEs和HBCDs的富集特征和暴露风险评估[D]. 兰州: 西北师范大学, 2020. Zhang Q. Enrichment characteristics and exposure risk assessment of PBDEs and HBCDs in edible aquatic products of Guangzhou residents[D]. Lanzhou: Northwest Normal University, 2020.
-
期刊类型引用(2)
1. 沈亚婷，张巍，何霄嘉. 土壤有机质垂直分布特征及其对短期植被更替的响应. 中国环境科学. 2024(08): 4520-4529 . 
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2. 杨建勃，陈军辉，何秀平，王九明，辛明，孙霞，王保栋. 超高效液相色谱-高分辨质谱法测定海洋沉积物中的木质素分解产物酚类化合物. 岩矿测试. 2023(03): 548-562 . 本站查看
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