氯化石蜡(CPs)是一组人工合成的直链正构烷烃氯代衍生物,具有耐火性、高稳定性和低挥发性等优点,被广泛应用于金属加工液、密封剂、橡胶和纺织品的阻燃剂、皮革加工以及涂料中^{[1, 2, 3]}。一般按碳链长度将CPs分为短链氯化石蜡(C_10～13,SCCPs)、中链氯化石蜡(C_14～17,MCCPs)和长链氯化石蜡(C_18～30,LCCPs)^[1]。SCCPs因具有远距离环境迁移能力、高毒性、持久性和生物蓄积性^{[4, 5, 6]}等持久性有机污染物(POPs)的属性而被广泛关注。2000年,欧盟水框架指令禁止使用SCCPs,将其列为水中的首要危险物质之一^[7]; 2007年,由欧盟及其成员国向联合国环境规划署POPs审查委员会提交了将SCCPs作为POPs列入清单的提案^[8]。欧盟2002/45/EC指令禁止在金属加工和皮革涂饰剂中使用SCCPs,欧盟76/769/EEC指令附录Ⅰ中规定SCCPs浓度超过0.1%的物质不能投入市场^[9]。

我国是世界上主要的氯化石蜡生产国和出口国之一^[10],自20世纪50年代末开始生产CPs,2009年CPs年产量达到100万吨,成为世界第一大CPs生产国^{[1, 11]}。SCCPs经排放进入环境介质中,通过直接接触、呼吸暴露和饮食摄入等方式进入人体,对健康产生威胁。现已在空气、土壤、沉积物、生物体和人体组织^{[4, 12, 13, 14, 15]}等介质中检测出SCCPs的存在。已有研究表明珠江、辽河、渤海和东海地区沉积物中均检测到SCCPs^{[10, 16, 17, 18]}。在一项关于北京食品安全问题的研究中发现食品中SCCPs的含量在1993年到2009年间增加了两个数量级^[19]。在对聚氯乙烯(PVC)塑料的分析中发现了高浓度SCCPs的存在,甚至超过了欧盟对SCCPs含量限制的限值^[20]。近年来,针对大气中POPs的分析工作受到越来越多的关注,相比其他POPs化合物,半挥发性有机物SCCPs迁移的主要途径是大气远程运输,而目前我国关于空气中SCCPs污染水平及其分布特征的研究相对较少。建立针对SCCPs的快速高效的分析方法是研究其在大气中分布特征的重要基础。

SCCPs组成复杂,有数十万个同系物及异构体,无法在色谱柱上实现完全分离,其准确定量分析仍然存在诸多困难。尽管如此,仍有多种检测方法用于SCCPs的定量分析。目前较多采用高分辨气相色谱-电子捕获负化学源-低分辨质谱(HRGC-ECNI-LRMS)法分析环境中的SCCPs。该方法灵敏度高、选择性好,能够定量检测SCCPs同系物组分含量,但该方法的响应因子依赖于氯原子数目和其在碳链上的位置,并且选用不同的定量标准会导致分析结果有相当大的偏离^[21]。因此Reth等^[22]采用氯含量校正响应因子,弥补实际样品和标准品中氯含量差异引起的定量偏差。本文使用大体积采样技术结合HRGC-ECNI-LRMS方法,以酸化硅胶层析柱和碱性氧化铝层析柱联用的方法对样品进行净化处理^[23],建立了空气中SCCPs的采样及分析方法,并对该方法进行了评价。

大气主动采样仪(Echo Hivol,意大利TCR TECORA公司);加速溶剂萃取仪(ASE350,美国Dionex公司);高分辨气相色谱-电子捕获负化学源-低分辨质谱联用仪(GCMS-QP2010,日本Shimadzu公司)。

氯含量分别为51.5% 、55.5%和63%的SCCPs标准溶液购于德国Labor Dr. Ehrenstorfer-Schäfers公司,SCCPs质量浓度为100 ng/ μ L,溶解于环己烷中。¹³C₆-δ-六氯环己烷(¹³C₆-δ-HCH)和¹³C₁₀-反式氯丹(¹³C₁₀-trans-CD)购于美国CIL公司;硅胶(63～100 μ m)购于德国Sunchrom公司;活性碱性氧化铝(Activity Super I,63～200 μ m,pH 10)购于德国MP Biomedicals公司;聚氨基甲基乙酯泡沫(PUF)(TE-1010,6.35 cm×7.62 cm)购于美国Tisch Environmental Inc.公司;石英纤维滤膜(QFF)(QM-A,10.16 cm)购于英国Whatman公司;正己烷、二氯甲烷(DCM)和丙酮(美国J. T. Baker公司)均为农残级;壬烷(德国百灵威公司)为色谱纯;无水硫酸钠(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。

无水硫酸钠:将无水硫酸钠用正己烷浸没后超声10～20 min,共2次。将硫酸钠装入托盘使溶剂挥发,于300 ℃烘箱加热1～2 h,取出放凉至100 ℃,装入容器,置于干燥器中保存。

活性硅胶:采用加速溶剂萃取法对硅胶进行净化处理。使用二氯甲烷于120 ℃萃取10 min,共3次。于130 ℃烘箱中活化10 h,置于干燥器中保存。

44%(质量分数)酸化硅胶:将200 g活性硅胶和157 g浓硫酸置于棕色瓶内,充分振荡2～3 h,置于干燥器中保存。

活性碱性氧化铝:净化处理方式同活性硅胶。于180 ℃烘箱中活化10 h,置于干燥器中保存。

PUF:采用加速溶剂萃取法对PUF进行清洗,萃取溶剂为正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v),萃取温度为100 ℃,压力1.03×10⁷ Pa,每次萃取10 min,共3次。将清洗过的PUF真空干燥,用丙酮擦拭过的铝箔包裹,密封避光保存。

QFF:于马弗炉中650 ℃加热10 h后密封避光保存。

所有玻璃器皿使用专用洗涤溶液(美国Labconco公司)进行清洗,然后用超纯水冲洗,烘干,使用前用正己烷多次润洗。

将氯含量为51.5%和55.5%的SCCPs标准溶液按1:1(v/v)混合,得到氯含量为53%的SCCPs混合物标准溶液;将氯含量为55.5%和63%的SCCPs标准溶液按1:1(v/v)混合,得到氯含量为59%的SCCPs混合物标准溶液。于4 ℃冷藏保存。

¹³C₆-δ-HCH和¹³C₁₀-trans-CD作为提取内标和进样内标,分别用壬烷配制成100 μ g/L的标准溶液,于4 ℃冷藏保存。

室外空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,大气采样仪距地面约20 m,采样点周边没有明显的局地污染源。室内空气采样点设在该所某办公室,面积约40 m²,大气采样仪距地面1.5 m,保证周围空气流通顺畅。采样时间为2015年6月。

采样前对大体积主动采样器进行流量校正。采样头处放置处理过的QFF,用来过滤和收集颗粒物相;PUF放置于玻璃筒内,用来吸附气相中的SCCPs^[24]。使用2台采样器同时进行试验,采样流速均为200 L/min,连续采集48 h,采样体积(约600 m³)根据采样器显示的实际采样体积确定^[25]。采样结束后将QFF和PUF分别用丙酮擦拭过的铝箔纸包裹,密封保存于-20 ℃,在一周内完成分析。

分别在采集好的PUF和QFF中添加提取内标,用250 mL正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v)进行索氏抽提24 h。将提取液旋转蒸发浓缩至1～2 mL,过酸化硅胶复合层析柱(内径26 mm)净化。复合层析柱填料自下而上依次为5 g无水硫酸钠、2 g活性硅胶、4.5 g质量分数为44%的酸化硅胶和6 g无水硫酸钠。净化步骤为:用30 mL正己烷淋洗酸化硅胶复合层析柱,每10 mL为1个馏分,共3个馏分。后用50 mL正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v)混合溶液进行洗脱,再用50 mL正己烷-二氯甲烷(1:2,v/v)混合溶液进一步洗脱样品中极性稍强的SCCPs组分。将洗脱液再次旋转蒸发浓缩至1～2 mL,过碱性氧化铝层析柱(内径17 mm)。氧化铝层析柱填料自下而上依次为5 g无水硫酸钠、6 g碱性氧化铝和5 g无水硫酸钠。净化步骤为:先用20 mL正己烷-二氯甲烷(9:1,v/v)混合溶液进行淋洗,再用50 mL正己烷-二氯甲烷(1:2,v/v)混合溶液洗脱,最后用30 mL二氯甲烷进一步洗脱,得到全部的SCCPs馏分。将洗脱液旋转蒸发浓缩至1～2 mL,转移至进样小瓶中氮吹至近干,加入进样内标,涡旋混匀,待上机分析。

色谱柱为DB-5 MS毛细管柱(15 m×0.25 mm,美国J & W Scientific公司)。升温程序为:100 ℃保持2 min;以20 ℃/min 升温至160 ℃,保持2 min;以30 ℃/min 升温至310 ℃,保持15 min。进样口温度为280 ℃,不分流进样,进样量为1 μ L。载气为高纯氦气,流速为1 mL/min。

采用ECNI模式,以甲烷作为反应气,流速为2 mL/min;离子源和传输线温度分别为200 ℃和280 ℃;溶剂延迟5 min。在选择性离子扫描(SIM)模式下检测SCCPs相对丰度最高的[M-Cl]^-(见表 1),分别以[M-Cl]^-和[M]^-作为¹³C₆-δ-HCH和¹³C₁₀-trans-CD的定量离子。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表1 SCCPs同系物的定量和定性离子 Table 1 Quantitative and qualitative ions for the SCCPs congeners Formula Chlorine content/% Quantitative ion (m/z) Qualitative ion (m/z) (relative abundance/%) C10H17Cl5 56.36 279 277 (76.9) C10H16Cl6 60.96 313 315 (65.0) C10H15Cl7 64.73 347 349 (81.3) C10H14Cl8 67.88 381 383 (97.5) C10H13Cl9 70.55 417 415 (87.9) C10H12Cl10 72.84 451 449 (76.9) C11H19Cl5 54.29 293 291 (76.9) C11H18Cl6 58.93 327 329 (65.0) C11H17Cl7 62.76 361 363 (81.3) C11H16Cl8 65.98 395 397 (97.5) C11H15Cl9 68.72 431 429 (87.9) C11H14Cl10 71.08 465 463 (76.9) C12H21Cl5 52.36 307 305 (76.9) C12H20Cl6 57.03 341 343 (65.0) C12H19Cl7 60.91 375 377 (81.3) C12H18Cl8 64.19 409 411 (97.5) C12H17Cl9 66.99 445 443 (87.9) C12H16Cl10 69.41 479 477 (76.9) C13H23Cl5 50.57 321 319 (76.9) C13H22Cl6 55.25 355 357 (65.0) C13H21Cl7 59.17 389 391 (81.3) C13H20Cl8 62.49 423 425 (97.5) C13H19Cl9 65.34 459 457 (87.9) C13H18Cl10 67.82 493 491 (76.9)

表1 SCCPs同系物的定量和定性离子 Table 1 Quantitative and qualitative ions for the SCCPs congeners

用加速溶剂萃取法(ASE)对PUF进行清洗,在PUF中加入20 μ L提取内标,分别选择甲苯、正己烷、二氯甲烷、正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v)、丙酮作为萃取溶剂考察提取效率。结果表明二氯甲烷、正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v)和丙酮的提取效率和除杂能力均较好,且效果相当。考虑到丙酮对萃取池帽上的O-型圈有腐蚀且对色素的提取能力较强,不利于后续的净化处理,而正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v)比纯二氯甲烷极性跨度大,因此最终确定正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v)作为萃取溶剂。

考察了不同产地(日本、中国和美国)的空白PUF中SCCPs的含量。由图 1可知不同产地的PUF中均检出了SCCPs,其中美国Tisch品牌的PUF所含SCCPs最少,因此后续试验均采用该品牌的PUF。对美国Tisch品牌的PUF进行分析,测得每块空白PUF中SCCPs含量为 1327.08 ng,C₁₀H₁₆Cl₆和C₁₀H₁₅Cl₇相对丰度最高。为保证样品不被干扰,需用ASE对空白PUF进行清洗,并考察清洗次数对PUF中SCCPs含量的影响。如图 2所示,在清洗2次之后,每块PUF中SCCPs的含量降低到188.88 ng。将QFF按1.1节所述方法处理后,测得其中SCCPs含量为26.77 ng。

图1

Fig.1

图1 不同PUF中SCCPs的含量 Fig.1 Contents of SCCPs in different PUFs PUF made in (a) China, (b) Japan and (c) the USA.

图2

Fig.2

图2 清洗次数对PUF中SCCPs含量的影响 Fig.2 Effects of cleaning times on the contents of SCCPs in PUF

在与实际采样相同的条件下进行预试验,连续采集室外空气样品48 h,测得PUF和QFF中SCCPs的含量分别为 9625 和 2255 ng。清洗2次后的PUF和经处理后的QFF中SCCPs含量分别为实际采样后所含SCCPs含量的1.96%和1.19% ,满足空白基底的含量低于实际样品5%的要求。

将氯含量为55.5%的SCCPs标准溶液和提取内标¹³C₆-δ-HCH溶液按1:1(v/v)混合后加到酸化硅胶复合层析柱和碱性氧化铝层析柱上,使用不同极性和体积的洗脱溶剂得到SCCPs和提取内标的流出曲线(见图 3)。

图3

Fig.3

图3 SCCPs和13C6- δ -HCH在(a)酸化硅胶复合层析柱 和(b)碱性氧化铝层析柱的流出曲线 Fig.3 Elution curves of SCCPs and13C6- δ -HCH on (a) an acidified silica gel column and (b) a basic alumina column DCM: dichloromethane.

首先用30 mL正己烷淋洗酸化硅胶复合层析柱,每10 mL为1个馏分,共3个馏分。结果表明在这3个馏分中,提取内标几乎没有被洗脱,SCCPs仅有小部分被洗脱,约占加入量的2.7% ～10.0% 。此部分溶液作为弃液,主要作用为去除样品中的脂类化合物、多氯联苯和氯苯等有机氯农药^[21]。 然后用50 mL正己烷-二氯甲烷(1:1,v/v)混合溶液进行洗脱,SCCPs和¹³C₆-δ-HCH主要集中在该馏分。最后用50 mL正己烷-二氯甲烷(1:2,v/v)混合溶液进一步洗脱样品中极性稍强的SCCPs组分。采用该洗脱程序,SCCPs和¹³C₆-δ-HCH的回收率分别为89.96%和97.55%(见图 3a)。

在碱性氧化铝层析柱上,首先用20 mL正己烷-二氯甲烷(9:1,v/v)混合溶液进行淋洗,该馏分中几乎没有SCCPs和¹³C₆-δ-HCH,此部分溶液作为弃液,主要作用为去除样品中与SCCPs结构相似的氯代有机物,进一步净化样品,利于后续仪器分析。然后用50 mL正己烷-二氯甲烷(1:2,v/v)混合溶液洗脱,洗脱液中包含90%以上的SCCPs和¹³C₆-δ-HCH。最后用30 mL二氯甲烷进一步洗脱,得到全部的SCCPs馏分。SCCPs和¹³C₆-δ-HCH的回收率分别为99.39%和97.85%(见图 3b)。

本试验采用酸化硅胶复合层析柱和碱性氧化铝层析柱联用的方法净化空气样品中的SCCPs,SCCPs的回收率为68.7% ～90.9% ,¹³C₆-δ-HCH的回收率为81.6% ～97.4% 。

本文采用Reth等^[22]提出的定量方法计算空气中SCCPs的含量。首先对5个不同氯含量的SCCPs标准储备溶液进行分析,计算得到SCCPs的总响应因子(y,单位为ng^-1)和对应的氯含量(x,58.1% ～63.3% ),对二者进行线性回归,得到回归方程y=136.2072x-78.1206。SCCPs的总响应因子和氯含量呈线性相关,相关系数(R²)为0.9914。利用回归方程,计算实际样品中SCCPs的含量,通过控制保留时间、比较样品与标准溶液中SCCPs的色谱峰形状及同位素丰度比等多个因素对空气样品进行积分,以保证结果的有效性。

采用ECNI对SCCPs进行电离,获得SCCPs的[M-Cl]^-特征碎片离子。低分辨质谱要求前处理过程中尽量将实际样品中的非目标分析物去除干净,以免使结果出现高估。由图 4可知,实际空气样品净化后,气相和颗粒相中的SCCPs与氯含量为63.0%的SCCPs标准溶液的色谱峰形状相似,无明显杂质干扰,说明本方法能够满足低分辨质谱测定空气中SCCPs的定量分析要求。

图4

Fig.4

图4 标准溶液和空气样品中SCCPs的色谱图 Fig.4 Chromatograms of SCCPs in the standard solution and air samples a. standard solution; b. gas-phase; c. particle-phase.

本方法的仪器检出限(S/N≥3)和定量限(S/N≥10)分别为4.2和12 pg。方法检出限为0.34 ng/m³(n=7),满足定量分析的要求。将氯含量为55.5% 、质量浓度为100 ng/ μ L的SCCPs标准溶液在一天内分不同时间进样6次,其RSD值为4.21% 。

在酸化硅胶复合层析柱的柱头分别加入20 μ L氯含量为55.5%的SCCPs标准溶液和20 μ L提取内标¹³C₆-δ-HCH,采用本方法对其进行前处理和分析,测得SCCPs和¹³C₆-δ-HCH的空白加标回收率分别为93.01% ～113.62%和81.56% ～97.39% 。在预先清洗过的PUF中加入20 μ L氯含量为55.5%的SCCPs标准溶液和20 μ L提取内标¹³C₆-δ-HCH,重复实验操作,测得SCCPs和¹³C₆-δ-HCH的基质加标回收率分别为68.67% ～109.48%和73.10% ～90.87% 。

如表 2所示,通过分析PUF和QFF样品得到SCCPs的含量来表示室内和室外空气中SCCPs在气相和颗粒相中的浓度^[24],每个样品检测C₁₀、C₁₁、C₁₂和C₁₃ 4个组分的24种同系物。室内空气样品中SCCPs的平均浓度为482.5ng/m³,在气相和颗粒相中的平均浓度分别为471.5和11.0ng/m³,氯含量为59.7% ～61.5% ,回收率为81.9% ～94.2% 。室外空气样品中SCCPs的平均浓度为155.3ng/m³,在气相和颗粒相中的平均浓度分别为151.0和4.3ng/m³,氯含量为59.3% ～61.3% ,回收率为86.4% ～92.4% 。可见SCCPs主要集中在气相中,室内和室外空气样品中气相部分SCCPs的含量分别占总量的97.74%和97.29% ,而颗粒相中SCCPs的含量仅占总含量的2.26%和2.71% 。本文的分析结果与文献^{[26, 27]}报道的SCCPs在大气中的浓度处于同一水平。

表2

Table 2

表2(Table 2)

表2 室内和室外样品中SCCPs在气相和颗粒相中的含量 Table 2 Contents of SCCPs in gas-phase and particle-phase from the indoor and outdoor samples Sample Chlorine content/% Contributions/% SCCPs content/(ng/m3) Recovery/% C10 C11 C12 C13 Indoor air gas-1 59.7 52.0 26.4 13.5 8.1 448 81.9 gas-2 59.9 54.9 24.1 12.8 8.3 495 94.2 particle-1 60.8 21.6 21.4 24.8 32.3 12.4 93.3 particle-2 61.5 26.4 20.1 23.1 30.5 9.50 86.6 Outdoor air gas-1 59.3 49.5 27.4 14.2 9.00 138 86.4 gas-2 59.6 51.9 24.1 13.9 10.1 164 88.7 particle-1 60.8 17.3 18.8 24.0 39.9 3.50 91.9 particle-2 61.3 19.9 17.1 22.6 40.5 5.00 92.4

表2 室内和室外样品中SCCPs在气相和颗粒相中的含量 Table 2 Contents of SCCPs in gas-phase and particle-phase from the indoor and outdoor samples

空气样品中SCCPs的同系物分布如图 5所示。室内和室外空气样品在气相中的SCCPs同系物分布相似,都是C₁₀组分占主导,Cl₆组分相对丰度最高。在气相中,C₁₀组分约占SCCPs总丰度的52.05% ;其次是C₁₁组分,占总丰度的25.48% ; C₁₂和C₁₃组分的相对丰度分别为13.60%和8.87% 。Cl₆组分是氯分布中相对丰度最高的组分,占SCCPs总丰度的51.97% ;其次是Cl₇组分,占总丰度的24.95% ; Cl₉和Cl₁₀组分在气相中几乎没有。室内和室外空气样品在颗粒相中的SCCPs的同系物分布类似,但与气相中的分布模式差异显著,以C₁₃组分为主导,Cl₇组分相对丰度最高。在颗粒相中,SCCPs同系物组分分布为C₁₃＞C₁₂＞C₁₀≈C₁₁,其中C₁₃组分约占SCCPs总丰度的35.78% ,是气相中所占百分比的4倍;C₁₂组分的相对丰度为23.61% ;而C₁₀组分的相对丰度下降到21.28% 。Cl₇组分相对丰度最高,占SCCPs总丰度的39.34% ; Cl₆和Cl₈组分相对丰度相当,分别为23.38%和23.68% ; Cl₉组分相对丰度增至7.99% ;而Cl₅组分的相对丰度降至3.95% ; Cl₁₀组分相对丰度虽较气相中其所占比例有所上升,但仍是相对丰度最低的组分。随着碳链长度和氯取代数目的增加,SCCPs对应组分的液体蒸汽压逐渐降低,更易存在于颗粒相中。与文献中报道的其他地区SCCPs的同系物分布模式比较发现,碳含量的相对分布与中国其他地区相同^{[26, 27]},氯含量的相对分布与Li等^[27]报道的一致。

图5

Fig.5

图5 室内和室外空气中SCCPs在气相和颗粒相中的同系物分布 Fig.5 Relative formula group abundances of SCCPs in gas-phase and particle-phase of the indoor and outdoor air

采用该定量方法检测室内和室外空气中短链氯化石蜡在气相和颗粒相中的含量,实验结果表明室内空气中SCCPs的含量高于室外空气中SCCPs的含量;C₁₀和C₁₁同系物更易挥发,存在于气相中,而C₁₂和C₁₃同系物更易吸附在颗粒相中;气相中以低氯代SCCPs组分为主,颗粒相中高氯代SCCPs相对丰度较气相中有所增加。

本文建立了大体积采样结合酸化硅胶复合层析柱和碱性氧化铝层析柱联用的净化程序及高分辨气相色谱-电子捕获负化学源-低分辨质谱(HRGC-ECNI-LRMS)检测空气样品中SCCPs的方法,获得了较好的分离纯化效果。结果表明该方法具有良好的回收率和较低的检出限,能够满足空气中SCCPs的检测要求,可以作为实验室常规分析空气中SCCPs的方法。本文为今后建立SCCPs的标准定量分析方法提供了科学依据,为评估室内空气中SCCPs的水平和估算经由室内空气的呼吸暴露提供了数据基础。