六溴环十二烷(hexabromocyclododecanes, HBCDs)的分子式为C12H18Br6, 相对分子质量为642。HBCDs分子中有6个手性中心, 理论上可形成16种不同的异构体, 但在环境和工业生产中常见的异构体主要有3种:α-HBCD(10%~13%)、β-HBCD(1%~12%)和γ-HBCD(75%~89%)。HBCDs作为一类溴代阻燃剂(brominated flame retardants, BFRs), 主要用在发泡、挤塑及高抗冲的聚苯乙烯类材料中, 在建筑行业(如保温材料)、交通运输(如防震、防挤压材料)和室内装潢(如纺织品)中也有应用[1]。HBCDs具有持久性有机污染物的长距离迁移性、生物累积性及毒性等特性, 能够对动物的分泌和免疫系统产生影响, 甚至引起癌症等一系列疾病[2, 3]。2013年5月HBCDs已被增列入《斯德哥尔摩公约》附件A中, 并于2014年起逐步淘汰其生产和使用[4, 5]。
早期分析HBCDs的方法主要有气相色谱法(GC)和气相色谱-质谱法(GC-MS), 但是HBCDs的热稳定性较差, 在高温下会发生各异构体间的相互转化, 使得HBCDs的异构体难以分离, 上述方法通常仅用来测定HBCDs的总量(∑HBCDs)[6-8]。近年来, 随着高效液相色谱-质谱法(HPLC-MS)和高效液相色谱-串联质谱法(HPLC-MS/MS)的快速发展, HPLC-MS已成为测定环境中HBCDs普遍采用的方法[9-15]。王惠等[16]建立了GC-MS测定防火涂料中HBCDs的分析方法, 并对6种市售防火涂料样品进行检测, 结果在其中一种涂料中检测出了HBCDs, 其质量浓度为58.50 mg/L。李永东等[17]建立了HPLC-MS/MS测定水体中HBCDs的方法, 并对黄海沿岸的21个水样进行了分析, 测得∑HBCDs为0.72~10.08 ng/L, 其中α-HBCD的含量最高。Fromme等[18]用GC-MS和HPLC-MS/MS两种方法检测了德国慕尼黑家庭室内灰尘中HBCDs的浓度水平, HPLC-MS/MS测得∑HBCDs为345 ng/g(中位值), GC-MS测得∑HBCDs为335 ng/g(中位值), 两种方法对同一样品的测定结果略有差异, 这可能是因为高温下HBCDs易分解, 使GC-MS测得的∑HBCDs偏低。目前, 国内外对于环境大气中HBCDs的研究还处于初始阶段, 相关报道[6, 10, 11, 14, 19, 20]较少, 且检测方法以LC-MS/MS结合多反应监测(MRM)模式为主, 但对使用的仪器要求较高, 仪器价格和维护成本亦较高, 而选择离子监测(SIM)模式对仪器的要求相对较低, 使其在普通实验室的配备成为可能。因此本文采用高效液相色谱-电喷雾(ESI)-质谱仪并结合SIM模式, 建立了环境大气样品中HBCDs的分析方法。
液相色谱-三重四极杆质谱(TSQ Quantum Access MAX, 美国赛默飞世尔科技公司); 大气主动采样仪(Echo Hivol, 意大利TCR TECORA公司); 旋转蒸发仪(R-205, 瑞士Buchi公司); 氮气吹扫装置(DC-12型, 上海安谱公司)。
α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD标准储备液(美国惠林顿实验室)溶于甲苯, 质量浓度均为50 μg/mL; D18-β-HBCD、D18-γ-HBCD标准储备液(美国剑桥同位素实验室)溶于甲苯, 质量浓度为50 μg/mL。正己烷、二氯甲烷(DCM)(美国Baker公司)均为农残级; 甲醇、乙腈(德国Merck公司)均为色谱级。硅胶(德国Sunchrom公司)为63~100 μm; 无水硫酸钠、氢氧化钾(天津市大茂化学试剂厂)为分析纯; 浓硫酸(天津市科密欧化学试剂有限公司)为优级纯。聚氨酯泡沫(PUF，长76 mm, 直径63 mm, 密度0.021 3 g/cm3, 北京锐志汉兴科技有限公司); 玻璃纤维滤膜(GFF，直径110 mm, GF/A, 英国Whatman公司)。
PUF的预处理:采用300 mL正己烷-二氯甲烷(1:1, v/v)浸泡24 h后, 超声清洗1 h, 更换溶剂, 共超声清洗3次。将清洗过的PUF置于通风橱中, 挥发除去清洗溶剂后，用铝箔纸包裹放入真空干燥器中备用。GFF的预处理:于450 ℃烘箱中灼烧16 h, 去除可能含有的有机污染物, 然后用铝箔纸包裹放入真空干燥器中备用。
无水硫酸钠:于400 ℃马弗炉中灼烧4 h, 每隔1 h搅拌一次, 直至最后无结块为止, 装入容器, 置于干燥器中保存备用。中性硅胶:将硅胶置于650 ℃的马弗炉中灼烧4 h, 每隔1 h搅拌一次, 去除有机物杂质, 置于干燥器中保存备用。44%(质量分数)酸化硅胶:称取200 g硅胶和157 g浓硫酸, 置于棕色瓶内, 充分振摇或玻璃棒搅拌至瓶壁无吸附、硅胶无结块为止, 在振荡机上振荡2~3 h, 置于干燥器中保存备用。2%(质量分数)碱性硅胶:称取100 g硅胶, 加入40 mL 50 g/L的氢氧化钾溶液, 充分振摇或玻璃棒搅拌至瓶壁无吸附、硅胶无结块为止, 于50 ℃旋转蒸发去除大部分水分后, 于80 ℃旋转蒸发脱水1 h, 然后置于干燥器中保存备用。
将50 μg/mL的α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD标准储备液用乙腈配制成质量浓度为1 mg/L的HBCDs混合标准工作液, 于-20 ℃冷藏保存。
D18-β-HBCD和D18-γ-HBCD分别作为提取内标和进样内标, 用乙腈配制成质量浓度为1 mg/L的内标标准工作液, 于-20 ℃冷藏保存。
大气采样点设在中国科学院大连化学物理研究所某实验楼5楼楼顶(E121°34.430′, N38°53.296′, 海拔60 m), 大气采样仪距楼顶地面1.5 m, 采样点周边没有明显的局地污染源。采样时间为2016年9~10月。
采样前对大体积主动采样器进行流量校正。用处理过的GFF和PUF分别采集大气颗粒相和气相中的HBCDs。采样流速设为190 L/min, 采样体积约为600 m3, 实际采样体积以采样器显示值确定。采样结束后将GFF和PUF分别用铝箔纸包裹, 于-24 ℃冰箱中密封保存。
样品提取前, 分别在PUF和GFF上添加40 μL 1 mg/L的提取内标D18-β-HBCD, 然后用250 mL正己烷进行索氏抽提20 h。将提取液旋转蒸发浓缩至1~2 mL, 经复合层析柱(内径17 mm)净化。复合层析柱填料自下而上依次为2 g无水硫酸钠、1 g中性硅胶、3 g 2%(质量分数)碱性硅胶、1 g中性硅胶、5 g 44%(质量分数)酸化硅胶、1 g中性硅胶、7 g无水硫酸钠。净化步骤如下:用20 mL正己烷活化上述复合层析柱后上样, 然后用50 mL正己烷和100 mL正己烷-二氯甲烷(9:1, v/v)溶液淋洗, 除去样品中可能存在的干扰杂质, 再用180 mL正己烷-二氯甲烷(4:1, v/v)溶液洗脱, 收集洗脱液, 旋转蒸发浓缩至1~2 mL后, 转移至色谱进样小瓶中, 在弱氮气流下吹干, 加入20 μL 1 mg/L的进样内标D18-γ-HBCD, 用乙腈定容至200 μL, 涡旋混匀, 待HPLC-MS分析。
色谱柱为UF-ODS柱(150 mm×2.1 mm, 3.0 μm, 大连中谱科技有限公司); 柱温为40 ℃; 流动相A为乙腈, B为甲醇, C为超纯水; 流动相流速为250 μL/min; 进样体积为10 μL; 分析时间为29.5 min。梯度洗脱程序见表 1。
离子源:ESI源, 负离子模式; 检测方式:SIM模式; 电喷雾电压:3 000 V; 传输毛细管温度:230 ℃; 鞘气温度:310 ℃; 鞘气压力:1.9×105 Pa(28 psi); 辅助气压力:3.4×104 Pa(5 psi); α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD定量离子和定性离子的m/z均为640.5和642.5; D18-β-HBCD和D18-γ-HBCD的定量离子和定性离子的m/z均为657.5和659.5。扫描时间为250 ms, 管透镜电压为75 V。
对HBCDs的质谱检测模式有两种:SIM模式和选择反应监测(SRM)模式[21, 22]。本文采用这两种模式对样品进行分析, 结果表明, 在这两种模式下方法的灵敏度基本相当。在SIM模式和SRM模式下测得的目标化合物峰面积与内标峰面积之比的相对标准偏差(RSD)分别为5%和8%(n=5), 说明在SIM模式下, 方法的稳定性更好, 且SIM模式可推广性更强。因此本实验选择SIM模式测定大气样品中的HBCDs。
将20 μL 1 mg/L的α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD混合标准工作液和40 μL 1 mg/L的D18-β-HBCD混合, 用正己烷稀释至1 mL, 过复合层析柱, 根据洗脱液极性的不同, 依次用正己烷、正己烷-二氯甲烷(9:1, v/v)、正己烷-二氯甲烷(4:1, v/v)和正己烷-二氯甲烷(1:1, v/v)溶液各100 mL进行洗脱, 并对洗脱液进行分析(见表 2)。
从表 2可以看出, 正己烷和正己烷-二氯甲烷(9:1, v/v)溶液无法将α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD洗脱下来, 因此可作为淋洗液, 以除去样品中的脂类化合物和其他干扰样品测定的杂质。考虑在保证净化效果的同时, 尽量减少有机溶剂的使用, 故选用50 mL正己烷和100 mL正己烷-二氯甲烷(9:1, v/v)溶液依次淋洗。
100 mL正己烷-二氯甲烷(4:1, v/v)溶液可以将大部分α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD洗脱下来, 但洗脱不够完全。考虑到正己烷-二氯甲烷(1:1, v/v)洗脱能力过强, 可能会引起其他强极性化合物与目标化合物共洗脱的现象。因此最终选择正己烷-二氯甲烷(4:1, v/v)作为洗脱溶剂。
将20 μL α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD混合标准工作液(1 mg/L)和40 μL的D18-β-HBCD(1 mg/L)混匀, 用正己烷稀释至1 mL, 过复合层析柱, 首先分别用50 mL正己烷和100 mL正己烷-二氯甲烷(9:1, v/v)溶液依次淋洗柱; 再用180 mL的正己烷-二氯甲烷(4:1, v/v)溶液进行洗脱, 每30 mL收集1次, 共收集6组, 对每组洗脱液进行分析，具体结果见图 1。
结果表明, α-HBCD和γ-HBCD在前两组洗脱液(0~60 mL)中被完全洗脱下来, 而β-HBCD和D18-β-HBCD则在后3组(60~150 mL)中被洗脱下来, 且主要集中在第4组(90~120 mL)中。洗脱体积为150 mL时, α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD和D18-β-HBCD的回收率分别为104.1%、103.8%、103.3%和95.1%。考虑到实际样品中干扰杂质较多, 为保证目标物被完全洗脱下来, 将洗脱液的体积设为180 mL。
采用逐级稀释的方法, 配制质量浓度分别为1、2、5、10、20、50和100 μg/L的系列α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD混合标准溶液, 分别加入20 μL D18-γ-HBCD内标标准溶液(1 mg/L), 并分别对α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD与D18-γ-HBCD峰面积的比值(Y)及其对应的质量浓度(X, μg/L)进行线性回归(见表 3)。由表 3可知, 3种HBCDs在1~100 μg/L范围内均具有较好的线性关系, 相关系数(R)≥0.998 8。
采用标准曲线法进行定量, 以3倍信噪比对应的质量浓度为仪器检出限, 以10倍信噪比对应的质量浓度为定量限, α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD的仪器检出限分别为0.4、0.5和0.4 μg/L, 定量限分别为1.4、1.6和1.3 μg/L。参照《环境监测分析方法标准制修订技术导则》(HJ168-2010) 对方法检出限(MDL)进行测定, 在采样体积为600 m3时, α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD的MDL分别为0.13、0.17和0.13 pg/m3(n=5)。
为了验证分析方法的精密度和准确性, 向预处理后的PUF中加入20 μL α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD混合标准工作液(1 mg/L)和40 μL的提取内标D18-β-HBCD(1 mg/L), 采用1.4和1.5节方法对其进行净化和分析, 测定各组分的回收率。结果表明, α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD和D18-β-HBCD的平均空白加标回收率分别为85.3%~100.3%、80.1%~94.0%、81.6%~86.7%和81.1%~113.7%, RSD分别为8.9%、8.8%、3.6%和11.8%(n=3)。
测定实际样品前, 对采样所使用的空白PUF和GFF中HBCDs的含量进行了测定。结果表明, 经过预处理的PUF和GFF中HBCDs各异构体的含量均低于检出限, 满足空白质量控制的要求。利用上述方法对采集的大气样品进行分析, 其中某一实际样品的色谱图见图 2, 测定的具体结果见表 4。可以看出, α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD 3种异构体的色谱峰可达到基线分离, 实际样品测定中未见基质干扰。
由表 4可以看出, 实际大气样品中∑HBCDs的平均含量为23.83 pg/m3, 在气相和颗粒相中的平均含量分别为1.15 pg/m3和22.68 pg/m3, 回收率为74.8%~95.8%。实际大气样品中气相和颗粒相中∑HBCDs的含量分别占总量的7.5%和92.5%, 说明HBCDs主要集中在颗粒相中。其中, α-HBCD是大气样品中主要的异构体(53.3%), 其次是γ-HBCD(35.3%), β-HBCD(11.4%)的相对含量最低。
2000~2001年, 瑞典斯德哥尔摩城区[6]大气中HBCDs的含量为76~610 pg/m3; 2002~2003年, Hoh和Hites[9]测得美国芝加哥大气中HBCDs的含量为0.9~9.6 pg/m3; 2004年, Yu等[11]检测到广州城市大气中HBCDs的含量为0.69~3.09 pg/m3, 其中α-HBCD为主要存在形式; 2007年, Abdallah等[13]检测了英国伯明翰地区室外空气中HBCDs的含量, 结果显示∑HBCDs为37 pg/m3(平均值), 其中γ-HBCD的含量为33 pg/m3(平均值), 占总含量的89.2%; 2008~2009年, Hu等[14]对北京民族大学校园空气中的HBCDs进行了分析, 结果表明, 空气样品中∑HBCDs为20~1 800 pg/m3(平均值为390 pg/m3)。本研究中大连大气中HBCDs的含量高于中国广州[11]和美国芝加哥[9]大气中HBCDs的含量, 但低于瑞典斯德哥尔摩城区[6]大气中HBCDs的含量, 与英国伯明翰[13]室外空气中HBCDs含量处于同一数量级, 综上可见, 大连城区大气中HBCDs的含量较低。
本文建立了HPLC-ESI-MS检测大气样品中α-HBCD、β-HBCD和γ-HBCD的方法。该方法具有良好的回收率和较低的检出限, 能够满足大气中HBCDs的检测要求, 可以作为实验室分析大气中HBCDs的常规方法, 为今后建立HBCDs的标准定量分析方法提供了科学依据。
2017,
Vol. 35 Issue (10): 1080-1085
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