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二烷基次膦酸铝（Aluminum dialkyl phosphinates，ADPs）是近年来发展起来的一种新型阻燃剂。由于具有产品密度低、阻燃剂用量少、机械性能较好、色泽较佳、烟密度较低、相对漏电起痕指数值较高等优点，其在电子电气工业中具有广泛的应用前景，被认为是替代溴代阻燃剂的最有前途的产品之一，目前已在多个国家用于电子元器件等产品。同其他阻燃剂一样，ADPs有可能在生产或使用过程中有意或无意地排放进入环境，对环境以及人类健康造成潜在危害。然而，目前关于这类物质的研究只集中在各种新型化合物的合成、性能优化以及应用领域的推广等方面，关于其环境行为研究和生物安全性的评价仍处于空白阶段。 本文旨在研究ADPs在环境及物基质中生的分布和转化，这就需要分析测定环境及生物基质中ADPs的含量。ADPs的理化性质较为特殊，既难溶于有机溶剂，也很难溶解于水，因此为分析检测带来了困难。所以本研究选择了目前应用较多的三种ADPs，分别为甲基乙基次膦酸铝(Aluminum methylethyl phosphinate，AMEP)、二乙基次膦酸铝(Aluminum diethylphosphinate，ADEP)和甲基环己基次膦酸铝(Aluminum methylcyclohexyl phosphinate，AMHP)，从其溶解性着手进行研究，基于离子色谱串联质谱(IC-MS)和液相色谱串联质谱(LC-MS)检测方法，建立了环境水体、土壤和沉积物以及生物基质中三种ADPs及其水解产物二烷基次膦酸(Dialkyl phosphinate acids，DPAs)的分析测定方法，并对典型区域土壤和沉积物中ADPs的分布特征和迁移转化规律进行了初步研究。最后采用体外实验和体内实验结合的方法，研究了ADPs在体内的分布和转化情况。论文主要包括以下几个部分: 首先，分别建立了IC、LC-MS和IC-MS分析测定ADPs的方法。三种方法各有优缺点:带有电导检测器的离子色谱的方法定量限为100μg/L，该方法操作简单，对仪器要求不高，适用于基质较为简单的样品中ADPs含量较高时的测定;IC-MS法可以实现对三种ADPs的同时监测，该方法灵敏度高，其定量限为0.01μg/L，可以实现复杂基体中痕量ADPs的测定;LC-MS法同样也可以实现对三种ADPs的同时监测，方法的定量限为1.0μg/L。相比IC-MS法，LC-MS法对质谱检测器的污染和伤害更小，同时也更简单、高效，分离时间显著降低，可以实现复杂基体中痕量ADPs的快速测定。 其次，本文对ADPs的溶解性能进行了初步探索。ADPs很难溶于有机溶剂，也很难溶于水，可溶解于酸或碱。利用LC-MS、核磁共振(NMR)以及电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)等多种技术手段，发现ADPs一旦溶解于水，就会水解为DPAs，因此采用上述三种不同分析方法测定的ADPs均是以DPAs的形式。此外，ADPs的水解与pH值有显著关系，ADPs在pH值为中性条件下，溶解度最低，随着pH值的升高或降低，ADPs的水解程度都会升高。当溶液中Ca2+和Mg2+含量较高时，也会促进ADPs的水解。为了更好地研究ADPs在环境中的转化，本实验利用已有的ADPs标准品，合成了纯度均在90％以上的三种对应的水解产物DPAs。 由于ADPs一旦溶解于水，就会水解为DPAs，所以本研究认为环境水体中ADPs主要以DPAs的形式存在。因此建立了环境水体中三种相应的DPAs的测定方法，分别为甲基乙基次膦酸(Methylethyl phosphinatea acid，MEPA)，二乙基次膦酸(Diethyl phosphinate acid，DEPA)和甲基环己基次膦酸(Methylcyclohexyl phosphinate acid，MHPA)。采用MAX固相萃取柱对环境水体样品进行净化和富集，IC-MS进行测定，该方法通过大体积进样的方式以及柱后添加甲醇和氨水的方式进一步提高灵敏度。方法的定量限(Limits ofquantification，LOQs)为3.5-9.3 ng/L，该方法灵敏度高，重现性好，适用于自来水、河水、污水处理厂进水及出水等不同环境水体样品中DPAs的测定。 本文建立了土壤和底泥中痕量ADPs及其水解产物DPAs的测定方法，并利用该方法研究了某生产厂周边的土壤和底泥样品中ADPs和DPAs的污染水平与迁移转化。所建立的测定方法为:(1)样品提取，以75 mM氨水为提取溶剂，同时提取ADPs和DPAs;以甲酸-水-甲醇（5∶5∶90，v/v/v）为提取溶剂，仅提取DPAs;(2)样品净化方法，采用MAX强阴离子交换固相萃取柱分别对上述提取液进行净化;(3)通过LC-MS/MS分别测定上述净化液中ADPs和DPAs总和的含量以及单DPAs的含量，两者之差即为ADPs的含量。本方法的定量限为0.9-1.0μg/kg，在三个水平的加标回收率为69.0-112.4％，相对标准偏差RSD＜21％。应用本方法，对某生产厂周边的土壤和沉积物样品进行了分析，结果发现，在表层土壤中，ADPs和DPAs的含量分别为3.9-1279.3μg/kg和1.0-448μg/kg。在废液废渣倾倒处和排污口的所有土壤和沉积物泥芯样品中均检测到ADPs，浓度范围为30.8-4628.0μg/kg;与此同时，DPAs的检出率＞90％，浓度范围为1.1-374.6μg/kg。ADPs和DPAs在泥芯中的垂直分布与TOC无关，而与样品的pH值高度相关。此外，本研究表明土壤和沉积物中的DPAs来源于ADPs的水解。ADPs的高度水解（高达49.6％）表明ADPs一旦被排放，会与其水解产物共存于环境中。因此，为了评估ADPs的环境风险，有必要同时对ADPs和DPAs的环境行为以及毒性进行进一步研究。 最后，本文建立了动物组织中痕量AMHP及其水解产物MHPA的测定方法，并初步研究了它们对雄性SD大鼠暴露后在体内的分布与转化。对于固体组织样品，所建立的分析方法的定量限为19-2000μ.g/kg;对于血清和尿液，方法的定量限为0.95-1900μg/L，该方法只能对动物组织中AMHP和MHPA的总量加以测定。体外实验表明，AMHP在人工模拟胃肠液中的水解率分别为46.6％和42.5％。由于本章方法不能区分组织中AMHP和MHPA，为探索AMHP在体内的转化，我们以MHPA暴露组作为对照，研究了AMHP对雄性SD大鼠暴露后，AMHP和MHPA在组织、体液以及排泄物中的分布特征。AMHP和MHPA的总量在AMHP暴露组和MHPA暴露组的血清、脑组织、肾脏、肝脏、尿液和粪便中的分布无显著差异，证实了AMHP在体内会大部分水解为MHPA，并以MHPA的形式吸收进入血液，然后到达各个组织。MHPA主要通过粪便(75.0-79.2％)排出体外，其次为尿液(21.7-28.1％)。尽管超过95％的MHPA可以通过粪便和尿液排出体外，其在肝脏和肾脏中仍然有一定的富集。此外，在脑组织中检测到MHPA提示这类物质可能产生类胆碱毒性效应，需要进一步研究。尽管通过病理学切片在肝脏组织观察到炎症反应，但丙二醛(Malondialdehyde，MDA)水平、超氧化物歧化酶(Superoxide dismutase，SOD)活性和过氧化氢酶(Catalase，CAT)活性并没有改变，说明AMHP及其水解产物MHPA对大鼠仅具有轻微毒性。