石 仞 張 蓬① 曹勝凱 邢戎光 紀 浩 葛林科 張翠榮

(1. 陜西科技大學環(huán)境科學與工程學院 陜西西安 710021; 2. 咸陽市生態(tài)環(huán)境環(huán)境局 陜西咸陽 712099)

由于溴代阻燃劑, 尤其是多溴聯(lián)苯醚已被全球逐步禁用, 作為其主要替代品的有機磷阻燃劑(OPFRs)生產(chǎn)和使用水平大大提高, 其中有機磷酸酯(organophosphate esters, OPEs)是使用最廣泛的OPFRs (Van der Veenet al, 2012; 耿存珍等, 2016)。目前OPEs 被應用于塑料、紡織、電子機械、建筑家居等多個領域, 多用作阻燃劑或增塑劑, 混凝土、漆、液壓油以及地板拋光劑中的抗磨劑和消泡劑, 也在濕法冶金中起到非離子萃取劑的作用(Peverlyet al,2015; Xinget al, 2018; Zouet al, 2018)。OPEs 與聚合物產(chǎn)品并非以化學鍵結合, 溶解、揮發(fā)或人為磨損破壞等物理因素, 都可能使其脫離材料進入環(huán)境, 進而通過地表徑流、水汽交換和大氣干濕沉降遠距離輸送(Maet al, 2017; Renet al, 2019; Zenget al, 2020)。OPEs 已普遍存在于空氣(郭志明等, 2016; Rauertet al,2018; Naet al, 2020)、土壤及植物(印紅玲等, 2016;Campoet al, 2017; 鄧旭等, 2019)、淡水和海洋水體(Bollmannet al, 2012; Kimet al, 2018; Xinget al,2018; 吳迪等, 2019)及沉積物(Maet al, 2017; Wanget al, 2017; Zhonget al, 2018)等各種環(huán)境介質中。由于OPEs 具有環(huán)境持久性且大多數(shù)OPEs 是中至高疏水的親脂性化合物, 輸入到海水中后傾向于與懸浮顆粒物結合進而在沉積物中長期積累, 很難得到轉化和降解, 因而沉積物是OPEs 的重要“匯”(Wanget al,2017, 2019)。一些研究報道了國內(nèi)外典型海洋沉積物中OPEs 的賦存狀況, 地中海西北部表層沉積物中檢出的九種OPEs 的濃度和(Σ9OPEs)范圍為13～49 ng/g(Schmidtet al, 2021); 我國渤海和黃海表層沉積物中檢出的Σ7OPEs 濃度范圍為8.12～98.00 ng/g(Zhonget al, 2017); 韓國沿海及附近港口的表層沉積物中檢出的Σ13OPEs 濃度范圍為2.18～347 ng/g (Choiet al,2020), 海洋表層沉積物中OPEs 的殘留在幾十至幾百ng/g 之間。

底棲生物攝食沉積物顆粒, 吸附在沉積物中的OPEs 會通過食物網(wǎng)產(chǎn)生的生物富集效應和生物放大效應, 進入高營養(yǎng)級獵食者和人類體內(nèi)(Wanget al,2019)。已在浮游動植物、雙殼類動物和無脊椎動物等海洋生物體內(nèi)檢測到OEPs 的存在, 濃度較低在幾至幾百ng/g 之間, 甚至在更高營養(yǎng)級的魚類和海鷗等體內(nèi)以及人類母乳中也有OPEs 殘留, 濃度高達幾十至幾千ng/g (Sundkvistet al, 2010; Weiet al, 2015;Pantelakiet al, 2020)。有毒理學研究發(fā)現(xiàn), OPEs 具有多種毒性效應, 會對生物和人類健康產(chǎn)生潛在的危害, 如三(2-氯異丙基)磷酸鹽(TCIPP)和三(2-羧乙基)膦(TCEP)對人體產(chǎn)生致癌性; 三聚磷酸酯(TPHP)和三丁基磷酸鹽(TNBP)具有神經(jīng)毒性, 接觸致敏效應,還會降低生育能力; 三(2-丁氧基乙基)磷酸酯(TBEP)可降低紅細胞膽堿酯酶活性, 而磷酸三甲酯(TMP)和磷酸三乙酯(TEP)則通過激活核受體破壞甲狀腺內(nèi)分泌系統(tǒng)(Liet al, 2014; Beenet al, 2018; Xinget al,2018; Zenget al, 2020)。在海洋沉積物中往往存在多種混合污染物的共同作用, 然而大多數(shù)實驗室毒理學研究都集中在個別物質對生物的毒性作用, 對此類聯(lián)合毒性效應產(chǎn)生的健康風險還關注甚少(Cristaleet al, 2013)。顯然, 要評估沉積物等復雜環(huán)境基質對生物和人類產(chǎn)生的潛在健康風險, 獲得其中OPEs 的含量水平是首要前提, 而建立關于海洋沉積物樣品的分析方法是至關重要的一步。

目前, 氣相色譜-質譜聯(lián)用(GC-MS)是環(huán)境中OPEs 檢測常用的方法, 盡管氣相色譜(GC)具有良好的分離能力, 但對復雜環(huán)境樣品的分析存在選擇識別能力有限和穩(wěn)定性低等缺陷(Bj?rklundet al, 2004;Quintanaet al, 2008)。有研究發(fā)現(xiàn), 聚磷酸酯等分子量大的OPEs 不適用于GC 測定, 一些OPEs 還會出現(xiàn)拖尾峰, 如三苯基氧膦(TPPO)和三(2-丁氧基乙基)磷酸酯(TBEP)(Rodilet al, 2005; Teoet al, 2015)。二酯和單酯類OPEs 的疏水性、非揮發(fā)性和強酸性(解離常數(shù)pKa≤1)比三酯要小得多, 在環(huán)境中以二價陰離子或單陰離子的離解狀態(tài)存在且更具極性, GC-MS 主要用于非極性物質的檢測, 二酯和單酯類OPEs 則需要通過衍生化處理后才能測定(Quintanaet al, 2008;Reemtsmaet al, 2008; Suoet al, 2018)?；谒臉O桿的GC-MS 選擇離子檢測(SIM)和基于離子阱的氣相色譜-串聯(lián)質譜(GC-MS/MS)檢測靈敏度低, 且GC 檢測常用的電子轟擊離子源(EI 源)和化學電離離子源(CI源)難以產(chǎn)生分子離子(Quintanaet al, 2008)。高效液相色譜-串聯(lián)質譜(HPLC-MS/MS)采用多反應監(jiān)測(MRM)-三重四級質譜(QqQ-MS)檢測, 具有較高的選擇性、抗干擾能力和靈敏度, 且電噴霧離子源(ESI 源)能夠產(chǎn)生分子離子, 也可以產(chǎn)生多電荷離子, 因而對于分子量大的化合物也可分析, 適用于復雜基質樣品中OPEs 的微量分析(Wuet al, 2017; Wanget al,2020; 閆振飛等, 2020)。目前研究中使用 HPLCMS/MS 測定復雜基質中OPEs 的方法多集中于對環(huán)境中常檢出的較少種類化合物的分析, 因而建立可以同時測定多種OPEs 的高效、簡便、高靈敏度和低檢出限的分析測定方法十分必要。 本文對HPLC-MS/MS 的色譜和質譜參數(shù)以及前處理方法進行了優(yōu)化, 建立了同時測定海洋沉積物中27 種OPEs的高效分析方法。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑材料

本實驗所采用的儀器設備有: Agilent 1260 Infinity II 高效液相色譜和Agilent 6470 LC/TQ 三重四級桿質譜儀(美國 Agilent 公司), BSA224S(Max: 220 g,d=0.1 mg)電子天平(賽多利斯科學儀器(北京)有限公司), KQ-500DB 型數(shù)控超聲波清洗器(昆山市超聲儀器有限公司), TDZ4-WS 臺式低速離心機(湖南赫西儀器裝備有限公司), RE-2000B 型旋轉蒸發(fā)儀(上海亞榮生化儀器廠), NAI-DCY-12Y 圓形水浴氮吹儀(上海那艾精密儀器有限公司)。

固相萃取小柱(solid phase extraction, SPE):Oasis?HLB 6 cc/500 mg (美國 Waters 公司)、CNWBOND LC-C18 ( 容 積 6 mL/500 mg) 和CNWBOND Si 硅膠SPE (6 mL/500 mg)(上海安譜實驗科技股份有限公司)。3 種同位素替代標: 氘代磷酸三苯酯(TPP-d15, 純度為98%), 氘代三(2-氯乙基)磷酸酯(TCEP-d12, 純度為 98%)和氘代磷酸三丁酯(TBP-d27, 純度為98%～99%)均購自劍橋同位素實驗室(美國);有機溶劑: 乙腈(ACN)和甲醇(MeOH)(HPLC 級, 美國Thermo Fisher Scientific 公司), 乙酸乙酯(EA)和二氯甲烷(DCM)(色譜純, 美國Tedia 公司); 實驗用水為自制Milli-Q 超純水(18.24MΩ·cm)。

1.2 儀器條件

采用Zorbax Eclipse Plus C18 色譜柱(2.1 mm×150 mm, 3.5-Micron, Agilent), 柱溫 25 °C, 進樣量1 μL, 流速0.35 mL/min。采用帶有安捷倫噴射流技術的大氣壓電噴霧離子源(ESI with Agilent Jet Steam Technology, ESI-AJS), 在多反應監(jiān)測(MRM)的正離子模式下測定, 毛細管(Capillary)電壓為4 000 V(正離子模式), 噴嘴電壓(Nozzle Voltage)為500 V, 干燥氣(Drying Gas)流速為5 L/min, 溫度為350 °C, 霧化氣(Nebulizing Gas)壓力為45 psi, 鞘氣(Sheath Gas)流速為11 L/min, 溫度為250 °C。流動相梯度洗脫程序和質譜參數(shù)如表1 和表2 所示。

表1 流動相梯度洗脫程序Tab.1 gradient elution procedure of the mobile phases

表2 目標化合物有機磷酸酯(OPEs)的質譜參數(shù)Tab.2 Mass spectrum parameters of organophosphate esters (OPEs)

續(xù)表

1.2 樣品前處理方法

稱取5 g 冷凍干燥的沉積物樣品于離心管, 加入TPP-d15、TCEP-d12和TBP-d27三種替代標各20 ng。用30 mL 乙酸乙酯(EA)和乙腈(ACN)混合溶劑(EA/ACN體積比 3 ∶7)超聲萃取 30 min, 在低速離心機3 000 r/min 的轉速下離心10 min, 循環(huán)2 次, 收集兩次所得上清液于雞心瓶中。將提取液經(jīng)水浴旋蒸濃縮至2 mL, 加超純水定容至10 mL, 再用5 mL EA 過LC-C18固相萃取(SPE)小柱洗脫2次, 然后氮吹至近干,用MeOH 溶液經(jīng)0.22 μm 濾膜過濾后定容至0.5 mL。

LC-C18 固相萃取步驟: 用5 mL EA 預處理凈化固定相, 泵抽3 min 至干, 然后用5 mL MeOH 和5 mL 超純水活化小柱(約4 mL/min 的流速, 不抽干);上樣溶劑采用20%的ACN 水溶液10 mL, 保持流速5～8 mL/min, 上樣結束后用10 mL 10%的MeOH 水溶液淋洗去除多余雜質, 抽3 min 至干, 最后用5 mL EA洗脫2 次(流速1 mL/min), 并收集兩次所得洗脫液。

2 結果與討論

2.1 色譜條件優(yōu)化

M e O H 和 A C N 為常用的兩種液相流動相(Martínez-Carballoet al, 2007; Luoet al, 2014; 劉嫻靜等, 2021)。比較水-MeOH 和水-ACN 兩種流動相體系對27 種OPEs 的洗脫能力, 如圖1 所示。雖然一些OPEs 在水-ACN 體系中的響應強度高于水-MeOH 體系, 但水-MeOH 體系中更多種類的OPEs 得到洗脫分離。在水-ACN 體系中磷酸三氯丙基酯(TCPP)同分異構體[包括 TCPP、磷酸三(1-氯化異丙基)酯[(1,2-)TCPP]和磷酸三(2-氯丙基)酯(2-TCPP)]、磷酸甲苯二酯(CDP)和磷酸三辛酯(TEHP)沒有得到洗脫分離, 而在水-MeOH 體系中除四氯(2-氯乙基)二氯異戊二磷酸(V6)以外, 其他化合物都實現(xiàn)了較好的洗脫分離。且有研究證明, ESI 源在正模式下能有效地產(chǎn)生三酯類OPEs 的質子化分子離子, 而隨后的碰撞誘導解離(CID)產(chǎn)生碎片離子則依賴于醇的酯化作用, 同樣二烷基酯類OPEs 陰離子的 CID 也會依賴于醇(Quintanaet al, 2008; Reemtsmaet al, 2008)。經(jīng)比較選擇水-MeOH 體系作為兩種流動相更為合適。

圖1 流動相種類對有機磷酸酯OPEs 響應強度的影響Fig.1 Influence of mobile phase type on response strength of organophosphate esters (OPEs)

在ESI-AJS 源正離子模式下, 流動相中通常加入揮發(fā)性酸作為有機改性劑, 一般選擇甲酸, 為目標分析物提供必要的質子源, 以提高電離效率(Rodilet al,2005; Luoet al, 2014)。流動相中的酸性程度影響化合物生成[M+H]+加和離子的效率, 進而影響方法的靈敏度(王九明等, 2021)。因此對水流動相中的甲酸添加量進行優(yōu)化, 比較不同體積分數(shù)甲酸的作用效果,如圖2 所示?，F(xiàn)有研究中廣泛應用含0.1%的甲酸作為改性劑, 但其響應效果并不理想。各OPEs 在含0.02%甲酸水流動相中的響應強度略高于含0.01%和0.03%甲酸水流動相中的響應強度, Xing 等(2018)和Chen 等(2019)在液相分析中用到0.02%甲酸水溶液作為水流動相。

圖2 流動相甲酸添加量對OPEs 響應強度的影響Fig.2 Influence of formic acid volume fraction in mobile phase on ions abundance of organophosphate esters (OPEs)

當甲酸濃度為0.002 5%～0.005%體積分數(shù)之間時,各OPEs 單體的響應強度最高, 且此范圍內(nèi)的響應強度值遠大于甲酸含量為0.02%時的響應強度, 其中多于1/2 的OPEs 單體在甲酸含量為0.002 5%的水流動相中的響應強度信號更高。表明OPEs 在pH 值為3.3～4.6 的流動相水溶液中電離程度最高, 最終確定在水-MeOH 流動相體系中, 以甲酸含量為0.002 5%的水溶液作為水流動相, 在此pH 條件下為目標化合物提供了更好的緩沖能量, 也會產(chǎn)生更穩(wěn)定的分離和電離效果(Rodilet al, 2005)。

2.2 樣品前處理條件優(yōu)化

2.2.1 超聲萃取溶劑優(yōu)化 由于27 種OPEs 的辛醇-水分配系數(shù)(logKow)和分子量等物理化學特性差異較大, 我們初步選擇了MeOH、ACN、EA 和DCM作為超聲萃取溶劑進行了基質加標回收試驗, 如圖3所示。采用硅藻土作為空白基質, 使用前硅藻土在馬弗爐中以460 °C 灼燒6 h 去除其中干擾雜質。

圖3 不同極性超聲提取溶劑下OPEs 的加標回收率Fig.3 Recoveries of organophosphate esters (OPEs) spiked in blank matrix with different polar extraction solvents

在強極性溶劑MeOH 提取物中, 只有TMP、TCPP、磷酸三丁酯(TBP)、磷酸三正戊酯(TPeP)和TEHP 回收率較高, 其他OPEs 的回收率都低于75%。EA、DCM 和ACN 提取物中, 多數(shù)OPEs 的回收率較高在80%～125%之間, 但DCM 對動物和人類具有致癌性(Watanabeet al, 2006), 世界衛(wèi)生組織國際癌癥研究機構將其列為 2A 類致癌物。 此外,Martínez-Carballo 等(2007)測定了奧地利水生環(huán)境中的9 種OPEs, 也報道了DCM 不適合用于超聲提取技術從沉積物樣品中提取OPEs, 故不考慮作為超聲提取溶劑。由于OPEs 的logKow值從–0.65 到9.49, 大多數(shù)為正值, 說明OPEs 的整體上親脂性大于親水性,考慮對EA 和ACN 兩種中強極性有機溶劑按不同體積比混合, 進一步優(yōu)化提取效率。

EA 和ACN 對較親脂的OPEs 回收率相近, 但EA的極性為4.3, 對親水性和極性較強的TMP、TEP、磷酸三異丙酯(TiPP)和磷酸三丙酯(TPrP)等回收率略低于極性為6.2 的ACN, 故以EA 作為少量組分, ACN作為大量組分進行混合配比。分別考察EA 和ACN體積配比為2∶8、4∶6 和3∶7 三種混合溶劑對OPEs的提取效率。結果如圖 4 所示, 對親脂性 OPEs,EA/CAN (體積比3∶7)混合溶劑的回收率較高。對親水性OPEs, EA/CAN (體積比3∶7)混合溶劑對鹵代OPEs 中TCEP (logKow=1.44)、∑TCPP (logKow=2.59)和V6 (logKow=1.9)的提取效果較有優(yōu)勢, 且回收率明顯高于其他兩種體積配比, 對TMP (logKow= –0.65)、TEP (logKow=0.8) 、 TPrP (logKow=1.87) 和 TiPP(logKow=2.12)四種非鹵代OPEs 的提取效果相對差一些。此外, EA/ACN(體積比3∶7)混合溶劑雖相較于其他兩種體積配比條件下質譜圖響應略低, 但基線平穩(wěn), 出峰更完整, 峰形更好, 如圖5 所示。

圖5 EA/CAN (體積比4∶6)(a), EA/CAN (體積比3∶7)(b), EA/CAN (體積比2∶8)(c)混合溶劑萃取OPEs 的色譜圖對比Fig.5 Comparison of chromatograms of organophosphate esters (OPEs) extracted by ethyl acetate (EA) / acetonitrile (CAN) (4∶6, V∶V) (a), EA/CAN (3∶7, V∶V) (b), and EA/CAN (2∶8, V∶V) (c) mixed solvents at different volume ratios

對比圖3 和圖4, 單一有機溶劑EA 的提取回收率范圍為10%～125%, 平均回收率為93.28%, ACN 的提取回收率范圍為10%～120%, 平均回收率為90.15%。EA/ACN(體積比3∶7)混合溶劑的提取回收率范圍為20%～140%, 平均回收率為 105.98%, 因此選擇EA/ACN(體積比3∶7)混合溶劑作為超聲提取溶劑。

圖4 EA 和ACN 不同混合比條件下OPEs 的加標回收率Fig.4 Recoveries of organophosphate esters (OPEs) spiked in blank matrix at different mixing ratios of ethyl acetate (EA) and acetonitrile (ACN)

分別對20、30 和40 mL 三種超聲溶劑體積的提取效果進行了對比, 如圖6 所示。發(fā)現(xiàn)用30 和40 mL超聲溶劑體積提取時OPEs 的回收率整體相近, 又有TMP、TPrP、TiPP 三種極性較強的親水性OPEs 在40 mL 超聲體積提取時回收率極低, 而30 mL 超聲體積提取時回收率達到最佳?？紤]到處理效果和節(jié)約溶劑兩方面, 故選擇使用30 mL 超聲體積。

圖6 不同超聲體積下OPEs 的加標回收率Fig.6 Recoveries of organophosphate esters (OPEs) spiked in blank matrix of different volumes of solvent in ultrasonic extraction

2.2.2 固相萃取(SPE)條件優(yōu)化 本文在中性條件下對 CNWBOND LC-C18 SPE (6 mL/500 mg)、CNWBOND Si 硅膠SPE (6 mL/500 mg)和Oasis?HLB 6 cc/500 mg 三種SPE 柱進行比較, 如圖7 所示。Si硅膠柱的回收率明顯是最差的, 故不考慮。LC-C18柱和HLB 柱對強極性和強親水性化合物的回收率都較差, 特別是易揮發(fā)性化合物TMP (logKow= –0.65),萃取時易揮發(fā)損失導致回收率降低(Quintanaet al,2008, Reemtsmaet al, 2008), HLB柱為2.82%, LC-C18柱為2.01%。但LC-C18 柱對較親水性OPEs(TEP、TCEP、TPrP、TiPP 和TCPP)的洗脫效果優(yōu)于HLB 柱。疏水性化合物易在瓶壁吸附損失而使回收率降低,LC-C18 柱對分子量大于600 的疏水性OPEs [雙酚A雙(磷酸二苯酯)(BADP)、三(2,3-二溴丙基)磷酸酯(TDBPP)和三(三溴新戊基)磷酸酯(TTBNP)等]洗脫效果差。HLB 柱對強疏水性和非揮發(fā)性化合物TEHP(logKow=9.49)的回收率差(高立紅等, 2014; 閆振飛等,2020), 而LC-C18 柱對TEHP 的回收率優(yōu)于HLB 柱,HLB 柱為8.86%, LC-C18 柱為45.06%。

圖7 不同SPE 柱下OPEs 的加標回收率Fig.7 Spiked recoveries of organophosphate esters (OPEs) in different solid phase extraction cartridges

總體而言LC-C18 固相萃取柱洗脫效果最好, 回收率在40%～150%之間, 平均回收率達到98.58%; HLB固相萃取柱次之, 回收率在20%～135%之間, 平均回收率為 89.73%; 硅膠柱洗脫效果最差, 回收率在10%～100%之間, 平均回收率為38%。Been 等(2018)基于回收率和基質效應, 評價了不同SPE 的吸附劑及其提取條件, 得出C18 柱對OPEs 的處理效果最好, 與本研究結果一致。綜合考慮選擇LC-C18 柱進行洗脫純化。

進一步優(yōu)化洗脫體積, 分別用5、6 和7 mL 的EA過LC-C18 柱洗脫2 次, 如圖8 所示。發(fā)現(xiàn)5 mL 洗脫體積對目標化合物的回收率略優(yōu), 但無特別顯著的差異, 說明洗脫時間和揮發(fā)作用對LC-C18 柱的洗脫效果影響不大。同時秉持綠色節(jié)約原則, 盡量節(jié)省試劑用量, 綜上選取5 mL EA 作為SPE 的洗脫體積。

圖8 不同洗脫體積下OPEs 的加標回收率Fig.8 Spiked recoveries of organophosphate esters (OPEs) in different elution volumes

2.3 方法的線性范圍、檢出限和定量限結果

配制一系列濃度為5、10、20、50、100、200 和500 ng/mL 的七點標準曲線, 并進行多次儀器分析,在(5～500) ng/mL 線性范圍內(nèi)各OPEs 呈現(xiàn)良好的線性關系, 線性相關系數(shù)(R2)均達到0.99 以上。

方法檢出限(method detection limit, MDL)受儀器的靈敏度、穩(wěn)定性、全程序空白試驗以及波動性的影響。先確定儀器檢出限(3 倍信噪比), 然后重復7 次空白樣加標實驗, 加標量是3 倍儀器檢出限對應濃度,再以下式計算(白政忠等, 2009; 祝旭初, 2014):

式中,cMDL為檢出濃度;tf為0.05(單側)顯著性水平下,自由度為f=n–1 的t值;Swb為空白批內(nèi)樣本標準偏差。

定量限(limits of quantification, LOQ)定義為l0 倍空白標準偏差對應的濃度值, 置信水平為90%, 約為3.3 倍MDL (丁怡等, 2009; 陳爽等, 2014)。該方法測定27 種OPEs 的MDL 的范圍為0.004 ～1.250 ng/g 之間, LOQ 范圍為0.01～4.17 ng/g, 見表3。

表3 OPEs 方法線性范圍、檢出限、定量限Tab.3 Linear range, method detection limit (MDL) and limits of quantification (LOQ) of organophosphate esters (OPEs)method

2.4 方法的準確度和精密度

采用硅藻土作為基質來評價方法的準確度和精密度, 用最佳方案做基質加標實驗。在空白基質中分別加入OPEs 混合標準, 最終硅藻土中OPEs 的含量分別為5、35 和100 ng/g, 每個濃度設置3 個基質加標平行樣品。三個加標水平下各OPEs 的平均加標回收率在45%～130%, 除TTBNP 在低濃度和中等濃度加標水平下分別為25.43%和30.37%, 高濃度加標水平下TMP、BADP 和TDBPP 分別為37.55%、44.69%和43.01%。相對標準偏差(relative standard deviations,RSD)在0.03%～11.00%之間, 滿足準確度和精密度要求, 如表4 所示。

表4 OPEs 分析方法的準確度和精密度Tab.4 Accuracy and precision of organophosphate esters(OPEs) analysis method

2.5 實際樣品檢測

采用建立的分析方法對東黃海域16 個沉積物樣品中27 種OPEs 進行測定, 樣品站位點如圖9 所示。27 種OPEs 中只有V6、TBP、磷酸三間甲苯酯(TMTP)、三鄰甲苯基磷酸酯(TOCP)、三對甲苯基磷酸酯(TPCP)和TPeP 沒有檢出, 檢出的21 種OPEs 濃度范圍為9.83 ng/g (站位CJ-4)～48.7 ng/g (站位3100-3), 平均濃度為28.4 ng/g, 各站點OPEs 的檢測濃度值如表5 所示。

圖9 東黃海沉積物采樣站位圖Fig.9 Distribution of sediment sampling stations in the Yellow Sea and East China Sea

16 個沉積物樣品中的OPEs 包括烷基代、鹵代和芳基代三種取代基類型, 檢出的21 種OPEs 中烷基代、鹵代和芳基代各7 種, 其中TEP、磷酸三苯酯(TPP)和∑TCPP 為主要化合物且檢出率均為100%。烷基代OPEs 對OPEs 總濃度(∑OPEs)的貢獻率為52.85%, 高于鹵代OPEs(貢獻率為36.46%)和芳基代OPEs 僅為10.68%, 如圖10a 所示。從圖10b、10c、10d 和表5中得出, 東、黃海交界處(如CJ-樣品) ∑TCPP 和TPP濃度明顯高于其他站位點, 可能由于我國最大的OPEs 生產(chǎn)地之一位于黃海南部的西海岸, 年產(chǎn)量2萬t, 主要產(chǎn)物為TCPP 和TDCPP (Zhonget al, 2018),且江蘇省南部海岸有冶金、電子、化學和機械等多個行業(yè)(Zhonget al, 2017), 而 TPP 在電子設備中用作阻燃劑(Andresenet al, 2006)。TEP 在石油化工副產(chǎn)品PVC 中用作增塑劑(Van der Veenet al,2012), 故位于長江三角洲的石油化工項目集中區(qū)廢液排放導致TEP 在東海中的含量也很高(如Za-樣品和3100-樣品), 另外長江入?？谳斎胍约昂贾轂撑c東海海水的混合交換也可能是 TEP 等的潛在來源。這意味著東海檢出的OPEs 可能是河流輸入和排污口排放所致, 與Zhong 等(2018)對渤海、黃海和東海表層沉積物中 OPEs 的研究及 Liao 等(2020)對渤海和東海沉積物表層、巖芯中OPEs 的研究結果一致。

圖10 沉積物中OPEs 的組成特征(a)和烷基代OPEs(b), 鹵代OPEs(c), 芳基代OPEs(d)濃度百分比組成Fig.10 Composition profiles of organophosphate esters (OPEs) in the sediments (a) and the percentage composition of alkylated OPEs concentrations (b), halogenated OPEs concentrations (c), arylated OPEs concentrations (d)

表5 16 個沉積物站點中檢出的OPEs 濃度(單位: ng/g)Tab.5 Concentrations of organophosphate esters (OPEs) detected in 16 sediment stations (unit: ng/g)

3 結論

(1) 本研究建立了同時測定海洋沉積物中27 種OPEs 的方法。改進HPLC-MS/MS 液相條件, 流動相為甲醇和含0.002 5%的甲酸水溶液時, 大大提高了MRM 質譜掃描模式分析目標化合物的儀器響應。又對沉積物前處理的超聲提取和固相萃取條件加以優(yōu)化, 30 mL ACN/EA (體積比3∶7)超聲提取, 處理液用5 mL EA 經(jīng)LC-C18 固相萃取小柱洗脫, 回收率高且節(jié)約了溶劑用量。優(yōu)化后方法的MDL 和LOQ 滿足沉積物中痕量污染物可檢出和定量的要求, 低、中、高加標水平下各OPEs 的平均加標回收率較高,平行性較好。該方法高效靈敏, 可進一步推進到海水OPEs 檢測方法的建立中, 為測定海洋水體環(huán)境中痕量OPEs 提供可靠的技術支撐。

(2) 利用建立好的方法對東黃海16 個沉積物樣本進行了分析測定, 檢出的21 種OPEs 濃度范圍為9.83～48.7 ng/g, 平均濃度為28.4 ng/g, 其中烷基代OPEs 占比最高(52.85%)。發(fā)現(xiàn)東黃海沉積物中OPEs主要來源于河流輸入和沿岸的點源污染排放, 需要進一步加強對東黃海OPEs 的分布特征和遷移轉化規(guī)律方面的研究, 為海洋環(huán)境中持久性痕量污染物的控制以及生態(tài)風險評估提供有力依據(jù)。