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氯化石蜡（CPs）是一类氯代烷烃类混合物，广泛应用于纺织品和橡胶的阻燃剂、塑料增塑剂、金属加工液[1]. 它是我国污染最严重的环境新污染物之一[2]，环境中CPs的严重污染已经威胁到我国农产品质量安全，尤其是动物源性农产品[3 − 4]. 根据碳链长度，CPs可分为短链（SCCPs，C10-13）、中链（MCCPs，C14-17）和长链（LCCPs，C≥18）CPs. 早期CPs的大多数研究仅限于SCCPs和MCCPs. 随着研究的深入，发现它们对水生生物具有极高的毒性，同时还具有环境持久性、生物富集性以及远距离迁移性[5 − 6]，促使SCCPs和MCCPs分别被列入斯德哥尔摩公约的持久性有机污染物（POPs）禁用清单[7]和候选清单[8]. 近期的研究显示，LCCPs对动物也具有生殖毒性和发育毒性[9]，同时也具有环境持久性[10]. 然而，关于LCCPs的生态/健康风险评估数据较为有限[9].
研究显示，大多数动物优先富集碳链相对较短的SCCPs[11 − 13]，而禽类则优先富集碳链相对较长的LCCPs[14 − 16]，表明CPs在禽体内的富集方向不同于其他动物. CPs在动物体内代谢能力的强弱是影响其生物富集差异性的重要因素，生物富集是CPs生态/健康风险评估的重要因素. 早期Nilsen等[17]将大鼠通过腹腔注射的方式暴露SCCPs和LCCPs，然后通过测定肝脏增重以及P450酶浓度增加程度来判别二者在大鼠体内代谢能力的大小；随后，Brunström等[18]将CPs注入鸡蛋的蛋黄，再将鸡蛋孵化20 d，然后采用类似的方法研究了鸡胚胎对SCCPs和LCCPs代谢能力的大小. 然而，以上方法相对较复杂. 肝微粒体离体代谢目标化合物是模拟其在动物体内代谢的重要手段. 由于CPs的组成较为复杂，且它们属于高度脂溶性化合物，肝微粒体对其代谢能力有限，采用肝微粒体直接离体代谢底物时，几乎无法观察到底物的消耗，故在动物肝微粒体离体代谢CPs实验中很少报道其代谢清除率[19].
考虑到血清蛋白在生物体内可作为外源性物质转运的载体，本研究采用胎牛血清作为CPs的载体，一方面，可使得高度疏水的CPs与血清有效结合，促进CPs与肝微粒体蛋白酶反应；另一方面，可有效避免溶解底物的乙腈溶剂对代谢酶的毒性作用，从而建立一种高效的鸡肝微粒体离体代谢CPs方法. 通过分析底物浓度、CPs碳链长度以及氯原子数对CPs代谢清除率的影响，研究不同碳链长度CPs同系物在鸡体内代谢清除规律.
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超高效液相色谱-电喷雾离子源-四极杆-静电场轨道阱高分辨质谱仪（UPLC-ESI-Q-Orbitrap HRMS，美国Thermo Fisher Scientific公司）；超低温冰箱（THERMO902；美国Thermo Fisher Scientific公司）；高速冷冻离心机（5804R；德国Eppendorf公司）；水浴恒温振荡器（SHA-B；常州澳华仪器有限公司）. SCCPs标准品（C10-13, 51.5% Cl，55.5% Cl，63% Cl；100 μg·mL−1）、MCCPs标准品（C14-17, 42% Cl，52% Cl，57% Cl；100 μg·mL−1）、LCCPs标准品（C18-20, 36% Cl，49% Cl；100 μg·mL−1）（德国Dr. Ehrenstorfer公司）；鸡肝微粒体（20 mg·mL−1，0.5 mL）、溶液A（含26.1 mmol·L−1 NADP辅酶、66 mmol·L−1葡萄糖-6-磷酸和 MgCl2，2.5 mL）、溶液B（含40 U·mL−1葡萄糖-6-磷酸脱氢酶，0.5 mL）（武汉普莱特生物医药有限公司）；胎牛血清（德国Sigma公司，500 mL）；四甲基氯化铵（离子对色谱级，≥99.0%；上海安谱实验科技有限公司）；乙腈（农残级；德国CNW公司）.
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取CPs混合标准品（最终浓度0.2—1 μg·mL−1）的乙腈溶液置于1.5 mL离心管底部，加入10 μL胎牛血清，轻微涡旋，4 oC静置平衡12 h. 冰浴条件下，依次加入100 mmol·L−1磷酸钾缓冲盐（pH=7.4）和鸡肝微粒体（最终浓度为0.5 mg·mL−1），置于37 oC振荡水浴锅预孵化5 min，再加入NADPH酶循环体系（A液25 μL和B液5 μL）开始反应，最终反应体系为0.5 mL. 反应时间分别设置为0、10、30、60、120、240 min. 反应结束后，将反应体系迅速至于冰浴中，并迅速加入0.5 mL冰冷乙腈淬灭反应. 离心（4 oC，10000 r·min−1，5 min），取上清液，待仪器分析CPs分子式同系物的含量. 每个样品3—5个平行样.
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采用本实验室前期建立的UPLC-ESI-Q-Orbitrap HRMS法测定CPs[15]. 色谱条件：Accucore C18色谱柱（2.1×100 mm，2.6 μm；美国Thermo Fisher Scientific公司）；流动相组成为水（A相）和0.05 mmol·L−1四甲基氯化铵的乙腈溶液（B相）；流速为0.3 mL·min−1；进样量5 μL；初始流动相为70%A相和30%B相，保持2 min，3 min内B相逐渐调整为70%，1 min内B相调整为100%，保持4 min，1 min内B相降低为30%，保持3 min.
质谱条件：喷雾电压2.5 kV；毛细管温度275 ℃；辅助气加热器温度300 ℃；鞘气流速46 arb；辅助气流速5 arb；检测器为Orbitrap；质谱分辨率为70 000 FWHM；扫描范围为100—1200 m/z；最大注入时间为200 ms；MS自动增益控制目标为1.0×106；监测离子为[M+Cl]−离子；质量偏差为5 ppm.
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本研究以SCCPs混合标准品（51.5% Cl、55.5% Cl、63% Cl等量混合）为目标化合物进行鸡肝微粒体离体代谢方法的优化. 参考文献报道的方法[20]，直接将SCCPs混合标准品（反应浓度1 μg·mL−1）作为底物时，几乎观察不到底物的消耗. 考虑到离体状态下肝微粒体的代谢能力有限，尝试通过降低底物浓度来测定其代谢消除率；由于CPs的分析方法灵敏度相比于其他卤代有机污染物（OHPs）更低，CPs的反应总浓度至少达到0.2 μg·mL−1才能满足后续检测的需求. 如图1所示，将SCCPs的反应总浓度降低为0.2 μg·mL−1时，SCCPs同系物的代谢清除率仍不超过20%（图1）. 然而，在加入与底物溶液等体积的胎牛血清作为SCCPs的载体后，SCCPs同系物的代谢清除率提高了3—6倍，这是因为SCCPs属于高度疏水性化合物[21]，血清作为载体可以促进SCCPs与微粒体蛋白酶结合，进而促进代谢反应；当血清加入量提高到底物溶液体积的10倍时，其代谢清除率并没有进一步提高，表明血清的加入量为1—10倍时，几乎不会影响代谢清除率.
值得注意的是，在传统方法中，由于溶解底物的有机溶剂（二甲基亚砜、乙腈、丙酮等）对代谢酶具有一定的毒性，反应体系中有机溶剂的体积通常不得超过最终反应体系的1%[22]. 然而，在本研究中，即使将溶解底物的有机溶剂体积提高到3%，其代谢清除率仍不受影响. 这是因为血清蛋白能够吸收有机溶剂，从而避免底物溶液中有机溶剂对微粒体蛋白酶活性的破坏.
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考虑到CPs各同系物具有类似的化学结构，它们在动物肝脏的代谢可能存在竞争性抑制，故本研究采用CPs混合标准品（SCCPs、MCCPs、LCCPs等量混合）作为底物来考察鸡肝微粒体对不同碳链长度和氯原子数CPs同系物的代谢清除规律. 由于C10-、C16-、C19-、C20-CPs在SCCPs、MCCPs、LCCPs标样中所占比例非常低[15]，在本研究的CPs混标标准品中所占比例甚至低于1%，在分析低浓度的不同碳链长度CPs代谢清除规律时会产生较大的误差，故在分析数据时将它们剔除.
通过观察SCCPs、MCCPs、LCCPs中主要的同系物Cl7-CPs代谢清除率随着孵育时间的变化趋势，研究碳链长度对代谢清除率的影响. 结果如图2所示，随着孵育时间的增加，不同碳链长度的Cl7-CPs同系物的代谢清除率均逐步增加，尤其是0—30 min内代谢清除率增加最为显著. 在相同反应时间内，代谢消除率大小顺序为C11> C12> C13> C14> C15> C17> C18，表明鸡肝微粒体对CPs的代谢清除能力表现为随着碳链长度的增加而降低的趋势.
如图3所示，相同碳链长度CPs分子式同系物的代谢清除率大小顺序为Cl5> Cl6> Cl7> Cl8> Cl9，表明鸡肝微粒体对CPs的代谢清除率随着碳链长度或氯原子数的增加而降低. 这是因为碳链较长和氯原子数较多的CPs分子式同系物空间位阻较大，不利于底物与代谢酶的结合. 这一观点在P450酶离体代谢多氯联苯（PCBs）同系物的实验中得到证实——肝P450酶对PCBs的代谢能力随着位阻的增加而降低[23]. 其原因是：OHPs的代谢是通过形成反应性OHP中间体与微粒体蛋白之间共价加合物而进行[24]，微粒体蛋白酶由于其三维结构而表现出底物选择性，底物的空间位阻越大，形成共价加合物的可能性越小.
不同浓度CPs同系物的鸡肝微粒体离体代谢清除率如图3所示. 对于相同的CPs分子式同系物，不同浓度下的代谢清除率大小顺序为：0.2 μg·mL−1 > 0.5 μg·mL−1 >1.0 μg·mL−1，表明鸡肝微粒体对CPs的代谢清除率随着底物浓度的增加而降低，这与肝微粒体的离体代谢能力受限有关.
此外，本研究中鸡肝微粒体对CPs的代谢清除规律与美国环境保护署报道的不同CPs分子式同系物在动物体内代谢的难易程度一致[9]，证实了本研究采用血清作为CPs载体来促进CPs代谢方法的可靠性.
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本研究建立了一种血清促进的鸡肝微粒体离体代谢CPs方法. 该方法以少量血清作为CPs的载体，促进了CPs与微粒体蛋白酶的结合，显著提高了CPs的代谢清除率. 当血清加入量为底物溶液体积的1—10倍时，血清的加入量几乎不影响CPs的代谢清除率；该方法中溶解底物的有机溶剂的体积可高达反应总体积的3%；另外，反应终止后，无需提取步骤，方法简洁，适合批量样品的快速处理. 本研究将方法应用于肝微粒体离体代谢CPs清除规律的研究，结果显示：鸡肝微粒体对CPs的代谢清除率，随着底物浓度的增加而降低，也随着CPs碳链长度和氯原子数的增加而降低. 本研究将为动物肝微粒体离体代谢CPs研究提供一种高效的方法，同时也为其他疏水性毒害有机物的肝微粒体离体代谢研究提供一种新的方法参考，具有较好的应用前景.
基于血清促进的鸡肝微粒体离体代谢氯化石蜡方法及其清除规律
A method and clearance pattern for in vitro metabolism of chlorinated paraffin in chicken liver microsomes based on serum promotion
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摘要: 研究氯化石蜡（CPs）在动物体内代谢清除规律是探讨其生物富集机制的重要依据. 肝微粒体离体代谢目标化合物是模拟其在动物体内代谢的重要手段. 通过优化鸡肝微粒体离体代谢CPs实验方法，采用血清作为添加剂，建立一种高效的鸡肝微粒体离体代谢CPs方法. 该方法使得溶解底物的有机溶剂体积高达反应总体积的3%，血清加入量为底物溶液体积的1—10倍；反应终止后，无需提取步骤，方法简洁，实现样品的快速处理. 方法成功应用于鸡肝微粒体离体代谢CPs清除规律的研究. 研究显示，在无血清条件下，鸡肝微粒体孵育底物（0.2 μg·mL−1）90 min时，短链氯化石蜡（SCCPs）分子式同系物的代谢清除率均低于20%；然而，加入少量胎牛血清作为底物的载体后，相同孵育时间内，SCCPs分子式同系物的代谢清除率得到显著提高，C11Cl6-8的代谢清除率甚至超过80%；鸡肝微粒体对CPs的代谢清除率，随着底物浓度、CPs碳链长度以及氯原子数的增加而降低. 本研究为动物肝微粒体离体代谢CPs研究提供一种高效的方法，同时也为其他疏水性毒害有机物的肝微粒体离体代谢研究提供一种新的方法参考.Abstract: It is an important basis for exploring their bioaccumulation mechanisms to study the metabolic clearance patterns of chlorinated paraffins (CPs) in animals. In vitro metabolism of target compounds by liver microsomes is an important means to simulate its metabolism in animals. By optimizing the method of CPs metabolism by chicken liver microsome in vitro, using serum as an additive agent, a high efficient method of CPs metabolism by chicken liver microsome in vitro was established. In this method, the volume of organic solvent dissolving the substrate could be as high as 3% of the total reaction volume, and the amount of serum added was one to ten times of the volume of substrate solution. After the termination of the reaction, there was no need to extract steps, and the method was simple, so that the rapid processing of samples was realized. The method was successfully applied to the study of CPs clearance by chicken liver microsomes in vitro. The results showed that under serum-free conditions, the metabolic clearance rates of all short chain chlorinated paraffins (SCCPs) with molecular formula homologues were lower than 20% when chicken liver microsomes were incubated with substrates for 90 min. However, after adding a small amount of serum as the carrier of substrate, the metabolic clearance ratio of SCCPs molecular formula homologues was significantly improved within the same incubation time, and the metabolic clearance ratio of C11Cl6-8 was even more than 80%. This is the first time to reveal the metabolic clearance of CPs by liver microsomes in vitro: The metabolic clearance of CPs by chicken liver microsomes decreased with the increase of substrate concentration, CPs carbon chain length and their number of chlorine atoms. This study will provide an efficient method for the study of CPs metabolism by animal liver microsomes in vitro. Meanwhile, it will also provides a new method reference for the study of liver microsome metabolism of other hydrophobic compounds in vitro.
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Key words:
- serum /
- chlorinated paraffins /
- liver microsomes /
- metabolic clearance ratio
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据统计，2014—2019年全国共发生突发环境事件约1 900起，其中生态环境部直接调度指导处置的突发环境事件434起，水污染事件约占60%[1-2]。我国水系发达，当发生突发水环境事件时，很大程度上会影响到事发点下游集中式饮用水水源地。因环境污染造成县级城市集中式饮用水水源地取水中断的突发环境事件为重大突发环境事件；因环境污染造成设区的市级以上城市集中式饮用水水源地取水中断的突发环境事件为特别重大突发环境事件[3]。因此，当遇到可能影响到下游饮用水源地的突发环境事件时，应急处置应格外谨慎。在实际操作过程中宁紧勿松，然而这样也会使事件应急处置难度提高、时间延长、经济代价增大。
我国《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[4]的109项水质项目中，分为地表水环境质量标准基本项目、集中式饮用水地表水源地补充项目和集中式饮用水地表水源地特定项目3类，分别有24项、5项和80项。若非集中式饮用水地表水源地的地表水体中发生突发环境事件，且涉及的污染物类别属于集中式饮用水地表水源地补充项目或特定项目，影响到集中式饮用水地表水源地水质的，则存在执行标准缺失的问题；同时，《地表水环境质量标准》中个别指标严于同类型的世界卫生组织(WHO)或美国国家标准[5-7]，如锑的浓度限制标准比WHO严格3倍，铊的浓度限制标准比美国严格4倍。
本研究遵循“饮用水源地安全、资源的可持续利用、因地制宜、目标导向、严格控制”的原则，提出了在非集中式饮用水地表水源地执行的容许浓度要求及计算方法，适用于主体为河流及河流型湖库，理论上污染物类别包括所有在河流中不会发生自降解的物质。研究内容是对现行《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)的补充，可为环境应急管理提供参考。
1. 特征污染物容许浓度的计算思路
1.1 特征污染物源强和通量调查与分析的内容
源强调查内容包括：1)流域内各段河流水体中特征污染物浓度采样监测；2)流域内各段河流水体中特征污染物本底值情况调查分析；3)流域各段河流河道底泥中特征污染物情况调查分析。在前述污染物源强调查分析基础上，核算出流域内各段河流特征污染物通量。
1.2 特征污染物容许浓度的计算步骤
1)水域概化。将天然水域概化成顺直河道与稳态水流，将污染源概化成点源，利用合适的数学模型描述水质变化规律。
2)基础资料调查与评价。调查与评价各段水域水文资料(流速、流量、流向、水位等)和水域水质资料，收集污染物排放量与浓度资料、支流资料(支流数量、流量、流速与污染物浓度)等，并进行数据一致性分析，形成数据库。
3)控制点选择。根据水环境功能区划和水域内的水质敏感点位置分析，确定水质控制断面的位置和浓度控制标准。
4)水质模型建立。根据实际情况选择建立水质模型。
5)容许浓度计算。应用设计水文条件和上下游水质限值条件进行水质模型计算，确定水域的水环境容量。充分考虑源头污染物通量、汇入支流污染物通量与河道底泥释放污染物通量等，在保证不影响下游集中式饮用水水源地水质的情况下得出实际环境管理可用的特征污染物容许浓度。
2. 特征污染物容许浓度的计算单元的选择
2.1 计算单元的选择
以流域常规监测断面作为控制节点，将整个区域作为一个整体进行计算，将排入各河段的各种污染物作为输入条件，进行模拟演算。监测断面一定要反映环境敏感点的水质，且要保证出境水质达到下一水域的水质标准。
2.2 计算模型的选择
2.2.1 模型选择
1)零维水质模型。零维水质模型，即污染物进入河道就假设其完全混合均匀(溶解或分散)，且以此均匀体为整体分散(稀释作用)，将污染物泄漏点至环境敏感受体间的河道作为一个整体，污染物在这一整体河道内均匀混合。该模型适用于持久性污染物，河流为恒定流，即流量稳定、水质均匀的河流状态，此时可不考虑污染物进入水体的混合距离。具体见式(1)。
C0=(C1×Q+q)/Q (1) 式中：C0为污染物与河水混合均匀后的质量浓度，mg∙L−1；C1为上游来水中污染物质量浓度，mg∙L−1；Q为污染物泄漏点至下游某处区段内全部水量，L；q为污染物泄漏量，mg。
2)忽略弥散的一维稳态水质模型。忽略弥散的一维稳态水质模型，即一维稳态稀释、降解综合模式，忽略污染物的纵向弥散系数(在稳态条件下，纵向弥散系数对结果影响小)。该模型适用于非持久性污染物，河流为恒定流。当污染物在河流横向上达到完全混合后，分析污染物在纵向即水流方向输移、转化的变化情况时采用此模型。具体见式(2)
C=C0e(−KL86400U) (2) 式中：C为下游某处污染物质量浓度，mg∙L−1；C0为污染物初始质量浓度，mg∙L−1；K为污染物的衰减速度常数，d−1；L为污染物泄漏点至下游某处河流长度，m；U为河流流速，m∙s−1。
3)一维动态混合模式。非持久性污染物、非恒定流采用一维动态混合模式。该模型适用于预测任何时刻的水质状况。具体见式(3)和式(4)。
[∂(Ac)∂t]+[∂(qc)∂x]=[∂(dA×∂c∂t)∂x]+As (3) A=q/u (4) 式中：A为过水断面面积，m2；u为断面平均流速，m∙s−1；q为流量，m3∙s−1；d为纵向弥散系数，m2∙s−1；c为某污染物在x断面t时刻的质量浓度，mg∙m−3；s为各种源和漏的代数和。
从上述公式可以看出，c是一个空间与时间的函数。当已知边界浓度后(即泄漏点位置河道中污染物的浓度)，可根据时间步长和空间步长一步一步向下求解，即可得到c值。
边界浓度(cbj)与污染物泄漏入河量M、泄漏时间t、河流流量Q等有关，其计算公式见式(5)。
cbj=M/(t×Q) (5) 式中：M为污染物泄漏入河的量，g；t为污染物泄漏时间，s；Q为泄漏点断面河道流量，m3∙s−1；cbj即为c在泄漏点的表征。随着污染物在河道中向下游推移，c是变化的。
以上3种计算数学模型为比较常见的污染物在水中的扩散模型。污染物扩散模型还有很多，比如二维、三维模型等，若是在基础数据及参数齐备的条件下，其预测的准确度会更高。但考虑到突发环境事件的特点，模型所需基础数据的收集比较困难；同时，应急处置应综合考虑最不利条件，有利于应急指挥与调度，因此，在应急处置阶段常常使用的是简单但危险性表征为最大的零维水质模型，即将特征污染物概化为保守物质或持久性污染物(如此设定可忽略特征污染物的自然衰减作用及河道其他物质对特征污染物的衰减作用，其危害性表征为最大)，进入水体后视为完全均匀混合。
2.2.2 容许浓度计算数学模型(零维模型)的变换
容许浓度计算数学模型(零维模型)见式(6)~式(9)。
C=T86.4Q (6) T=T总−T支流−T底泥 (7) T=T总−T支流−T底泥 (8) T支流=∑nn=0CnQn (9) 式中：C为预测断面容许质量浓度，mg∙L−1；T为预测断面污染物通量，kg∙d−1；Q为预测断面流量，m3∙s−1；T总为流域污染物总通量，kg∙d−1；T支流为预测河段所有汇入支流污染物通量，kg∙d−1；T底泥为预测河段底泥释放污染物通量，kg∙d−1；Cn为各支流污染物质量浓度，mg∙L−1；Qn各支流流量，m3∙s−1；n为河流的支流数。
为满足更严格的水质要求，确保下游集中式饮用水水源地水环境安全，降低流域水环境风险，应以集中式饮用水地表水源地水质标准限值为基准，推导出上游各控制断面特征污染物最高容许浓度。同时，要求任一河段执行的容许浓度值不得直接导致其他相关河段特征污染物浓度超过其容许浓度值，当各河段特征污染物稳定低于容许浓度值后，可商请结束本次事件应急状态，解除应急响应。
3. 执行容许浓度的经济社会效益案例分析
以我国西部地区某尾矿库尾矿砂泄漏导致下游河流突发锑污染事件为例，分析了若执行本研究方法计算出的容许浓度时的经济社会效益。
2015年11月23日，我国西部地区某尾矿库因尾矿砂泄漏造成相关流域水体锑污染。该事件锑污染范围涉及A、B、C三省。在该事件的应急处置阶段，由于上游河流没有饮用水源地功能，而我国现行地表水环境质量标准相应功能区划中未设置锑标准，故全流域只能参照“集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值”中的锑限值0.005 mg·L−1执行。而由于历史遗留原因及本次事件泄漏尾矿砂的影响，流域内有约100 km的河道因残存在河床上的尾矿砂中的锑与上覆水不断交换释放，使得各控制断面长时期处于轻度超标状态。为尽快全线达到0.005 mg·L−1的标准限值，解除应急响应状态，当地政府必须加大人力、物力、财力进行控制，加上时处隆冬季节，低温及冰冻天气给现场应急工作造成了极大不便。
通过事后三省的环境应急监测数据分析并通过情景反演分析可知，若此次锑污染事件执行《WHO饮用水水质准则》(第4版，2011年)中关于锑的标准值0.020 mg·L−1，本次突发事件虽难以避免A与B两省省界断面超标，但可避免B和C两省省界断面超标，并可大大缩短应急响应时间。A省自启动应急响应至出省断面锑质量浓度降至0.020 mg·L−1，理论上可提前50 d解除应急响应；B省自A、B两省省界锑质量浓度超过0.020 mg·L−1至B、C两省省界锑质量浓度降至0.020 mg·L−1，理论上，B省可以提前49 d解除应急响应；C省自地表水中锑质量浓度开始超过0.020 mg·L−1至全线降至0.020 mg·L−1，理论上可以提前16 d解除应急响应。因此，若本次事件应急处置过程中执行对环境安全的WHO水质准则，与执行0.005 mg·L−1标准限值相比，本次事件理论上可提前16~50 d解除应急响应，三省均可减少一定量的人力、物力和财力投入。
通过事后统计得知，本次事件直接经济损失总计约6×107元。其中，A省约2×107元，包括管线引水工程、应急监测费用、筑坝拆坝费用、药剂投加费用、引流河槽开挖工程、山泉水引流工程、溢流井临时封堵和加固工程、尾砂/底泥清淤工程、涵洞口应急处置工程、行政费用等10项应急处置费用和财产损失；B省约1.6×107元，包括管线引水工程费用、车辆送水、筑坝拆坝工程费用、药剂投加、水利调蓄、应急监测、应急保障、行政费用等8项应急处置费用和财产损失；C省2.4×107元，包括管线引水、水厂除锑、水源安全、应急监测、车辆送水、行政费用等6项应急处置费用和财产损失。
通过情景反演分析，执行WHO水质准则限值的经济效益呈如下特点。
1)对A省直接经济支出的影响较大。应急监测费用和行政费用支出按照减少的应急响应天数(减少应急天数50 d)折算，应急监测费用减少约4.5×105元，行政费用支出减少约1.2×106元；应急投药工程按照投药量减少50%计算，支出费用减少约2.65×106元。因此，直接经济损失共减少约4.3×106元。
2)对B省直接经济支出有一定影响。应急监测费用和行政费用支出按照减少的应急响应天数(减少应急天数49 d)折算，应急监测费用减少约1.65×106元；行政费用支出减少约2.1×106元，故直接经济损失共减少约3.75×106元。
3)对C省的应急支出的影响。理论上C省除开展入境断面的地表水水质监测和水厂除锑工艺改造外，不需要开展管线引水、水源安全、应急监测、车辆送水等应急工程；由此可减少财产损失约1.5×105元，管线饮水工程费用减少约8.9×106万元，车辆送水工程费用减少约9×105元，应急水源保障工程费用减少约4.7×106元，应急监测费用减少约2.85×106元，应急行政费用减少约8×105元。因此，直接经济损失共减少约1.83×107元。
综上所述，如果此次事件中锑执行WHO水质准则限值0.02 mg·L−1，与执行0.005 mg·L−1标准限值相比，三省直接经济损失可减少约2.635×107元，约占实际直接经济损失(6×107元)的44%。若此次突发锑污染事件应急处置中饮用水源地上游各河段执行本研究提出的阶梯式容许浓度(浓度值0.005 0~0.120 0 mg·L−1)，同样可大幅缩减应急处置时间并减少经济损失，而且此浓度范围能够保证下游集中式饮用水源地水质安全，并符合相应地区水环境功能区划要求。
4. 结语
根据笔者所在研究团队亲历的多宗突发环境事件积累的经验，将集中式饮用水源地的污染物标准嫁接到非饮用水源地会导致标准偏于严格，因而有必要制定基于水环境风险控制的应急处置阶段的环境质量标准体系，以便最大限度地缩短应急处置时间，并降低应急处置成本。
当突发环境事件发生时，若采用阶梯式容许浓度应对事件处置，可在大幅度缩减应急响应时间的基础上，减少应急投药量，缓解投加的药剂对河道水生生态的影响，缩短生态恢复时长，减少对人民群众生产生活的影响，更多地保障群众利益和社会和谐稳定。同时，使用阶梯式容许浓度，可促使地方政府调整产业结构、优化产业布局，充分考虑水环境承载能力，在保证产业发展前提下淘汰落后的生产工业装备和技术。
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图 1 鸡肝微粒体对SCCPs同系物的代谢清除率（SCCPs反应总浓度为0.2 μg·mL−1，反应时间90 min；0、1、10分别代表血清加入量为底物溶液体积的0倍、1倍和10倍）
Figure 1. The metabolic clearance ratio of SCCPs homologues by chicken liver microsomes （the total concentration of SCCPs in the final reaction was 0.2 μg·mL−1, and the reaction time was 90 min; 0, 1, and 10 represent serum addition amounts equal to 0, 1, and 10 times the volume of the substrate solution, respectively）.
图 2 CPs的代谢清除率随着反应时间变化趋势
Figure 2. The trend of metabolic clearance ratio for CPs changed with the reaction time
图 3 CPs在反应体系中总浓度分别为0.2、0.5、1 μg·mL−1时，不同氯原子数的C12-、C14-、C18-CPs同系物的鸡肝微粒体代谢清除率（反应时间60 min）
Figure 3. When the total concentration of CPs in the reaction system was 0.2, 0.5 and 1.0 μg·mL−1, respectively, metabolic clearance ratio of C12-、C14-、C18-CPs with different chlorine atom number by chicken liver microsomes （ the reaction time was 60 min）
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[1] MU Y W, CHENG D, ZHANG C L, et al. The potential health risks of short-chain chlorinated paraffin: A mini-review from a toxicological perspective[J]. Science of the Total Environment, 2023, 872: 162187. doi: 10.1016/j.scitotenv.2023.162187 [2] HUANG J W, BAI Y Y, ZEESHAN M, et al. Effects of exposure to chlorinated paraffins on human health: A scoping review[J]. Science of the Total Environment, 2023, 886: 163953. doi: 10.1016/j.scitotenv.2023.163953 [3] CUI L L, GAO L R, ZHENG M H, et al. Short- and medium-chain chlorinated paraffins in foods from the sixth Chinese total diet study: Occurrences and estimates of dietary intakes in South China[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2020, 68(34): 9043-9051. doi: 10.1021/acs.jafc.0c03491 [4] LIU Y, WANG S, GAO L R, et al. Exposure to chlorinated paraffins in the sixth total diet study - China, 2016-2019[J]. China CDC Weekly, 2022, 4(9): 172-175. doi: 10.46234/ccdcw2022.043 [5] POPRC. Risk Profile Document UNEP/POPS/POPRC. 12/11/Add. 3. Risk management evaluation on short-chain chlorinated paraffins[R]. 2016: United Nations Environmental Programme Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants, Geneva. [6] UNEP. Proposal to list chlorinated paraffins with carbon chain lengths in the range C14-17 and chlorination levels at or exceeding 45 per cent chlorine by weight in Annexes A, B and/or C to the Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants[R]. 2021: UNEP/POPS/POPRC. 17/6. [7] POPRC. Report of the Conference of the Parties to the Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants on the work of its eighth meeting[R]. 2017: UNEP/POPS/COP. 8/32. [8] UNEP. Candidate POPs Chlorinated paraffins with carbon chain lengths in the range C14-17 and chlorination levels at or exceeding 45 per cent chlorine by weight[EB]. 2022: [9] USEPA. TSCA new chemicals review program standard review risk assessment on medium-chain chlorinated paraffins (PMN P-12-0282, P-12-0283) and Long-Chain Chlorinated Paraffins (PMN P-12-0284)[R]. 2015: [10] YUAN B, BRÜCHERT V, SOBEK A, et al. Temporal trends of C8-C36 chlorinated paraffins in Swedish coastal sediment cores over the past 80 years[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(24): 14199-14208. [11] WANG R H, GAO L R, ZHENG M H, et al. Short- and medium-chain chlorinated paraffins in aquatic foods from 18 Chinese Provinces: Occurrence, spatial distributions, and risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 615: 1199-1206. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.09.327 [12] HUANG H T, GAO L R, ZHENG M H, et al. Dietary exposure to short- and medium-chain chlorinated paraffins in meat and meat products from 20 provinces of China[J]. Environmental Pollution, 2018, 233: 439-445. doi: 10.1016/j.envpol.2017.10.022 [13] DONG S J, ZHANG S, LI X M, et al. Occurrence of short- and medium-chain chlorinated paraffins in raw dairy cow milk from five Chinese Provinces[J]. Environment International, 2020, 136: 105466. doi: 10.1016/j.envint.2020.105466 [14] YUAN B, VORKAMP K, ROOS A M, et al. Accumulation of short-, medium-, and long-chain chlorinated paraffins in marine and terrestrial animals from Scandinavia[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(7): 3526-3537. [15] HUANG X M, DING C H, SU Q Q, et al. A simplified method for determination of short-, medium-, and long-chain chlorinated paraffins using tetramethyl ammonium chloride as mobile phase modifier[J]. Journal of Chromatography. A, 2021, 1642: 462002. doi: 10.1016/j.chroma.2021.462002 [16] MÉZIÈRE M, MARCHAND P, HUTINET S, et al. Transfer of short-, medium-, and long-chain chlorinated paraffins to eggs of laying hens after dietary exposure[J]. Food Chemistry, 2021, 343: 128491. doi: 10.1016/j.foodchem.2020.128491 [17] NILSEN O G, TOFTGÅRD R, GLAUMANN H. Effects of chlorinated paraffins on rat liver microsomal activities and morphology[J]. Archives of Toxicology, 1981, 49(1): 1-13. doi: 10.1007/BF00352066 [18] BRUNSTRÖM B. Effects of chlorinated paraffins on liver weight, cytochrome P-450 concentration and microsomal enzyme activities in chick embryos[J]. Archives of Toxicology, 1985, 57(1): 69-71. doi: 10.1007/BF00286579 [19] LIN L, ABDALLAH M A E, CHEN L J, et al. Comparative in vitro metabolism of short chain chlorinated paraffins (SCCPs) by human and chicken liver microsomes: First insight into heptachlorodecanes[J]. Science of the Total Environment, 2022, 851(Part 2): 158261. [20] ZHENG X B, ERRATICO C, ABDALLAH M A E, et al. In vitro metabolism of BDE-47, BDE-99, and α-, β-, γ-HBCD isomers by chicken liver microsomes[J]. Environmental Research, 2015, 143(Part A): 221-228. [21] YU X, McPHEDRAN K N, HUANG R F. Chlorinated paraffins: A review of sample preparation, instrumental analysis, and occurrence and distribution in food samples[J]. Environmental Pollution, 2023, 318: 120875. doi: 10.1016/j.envpol.2022.120875 [22] ERRATICO C, ZHENG X B, van den EEDE N, et al. Stereoselective metabolism of α-, β-, and γ-hexabromocyclododecanes (HBCDs) by human liver microsomes and CYP3A4[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(15): 8263-8273. [23] WARNER N A, MARTIN J W, WONG C S. Chiral polychlorinated biphenyls are biotransformed enantioselectively by mammalian cytochrome P-450 isozymes to form hydroxylated metabolites[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(1): 114-121. [24] SHIMADA T, SATO R. Covalent binding of polychlorinated biphenyls to rat liver microsomes in vitro: Nature of reactive metabolites and target macromolecules[J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 1980, 55(3): 490-500. doi: 10.1016/0041-008X(80)90051-4 -
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