胡紅美，李鐵軍，張露，郝青，孫秀梅，金衍健，應忠真，郭遠明

（浙江省海洋水產研究所，浙江省海洋漁業(yè)資源可持續(xù)利用技術研究重點實驗室，浙江 舟山 316021）

鄰苯二甲酸酯（phthalic acid esters,PAEs）作為一類重要的環(huán)境激素，廣泛分布在大氣、水體、土壤、底泥、食品、動植物體及人體等各種介質中，具有類雌激素效應，可干擾人體和動物體的內分泌系統，導致生殖、發(fā)育和行為異常[1-2]。PAEs主要作為增塑劑應用于食品包裝材料、紡織品、兒童玩具等產品中，也可作為農藥、化妝品、潤滑劑等化工產品的生產原料，已被世界多個國家列入“優(yōu)先污染物名單”。

PAEs在環(huán)境中性質穩(wěn)定，可持久存在。據報道，我國自然水體中鄰苯二甲酸二丁酯（di-n-butyl phthalate,DBP）、鄰苯二甲酸二-2-乙基己酯[di(2-ethylhexyl)phthalate,DEHP]含量整體高于國外，很多河流和湖泊中PAEs含量均高于我國《地表水環(huán)境質量標準》（GB 3838—2002）（DBP≤3 μg/L、DEHP≤8 μg/L）[3]。由于具有較強的疏水性，水體中的PAEs通常易于分布到沉積相中。鄰苯二甲酸二甲酯（dimethyl phthalate,DMP）、鄰苯二甲酸二乙酯（diethyl phthalate,DEP）、鄰苯二甲酸丁芐酯（butyl benzyl phthalate,BBP）、DBP、DEHP為我國河流及湖泊沉積物中主要的PAEs污染物[4-5]，其中，DEHP含量通常最大，在我國使用最廣泛，其吸附力強且難以被降解[6-7]，因此DEHP含量通常用來作為沉積物中PAEs污染的標志物[7]?？傮w上，我國沉積物中DEHP污染水平與國外相當。海洋沉積物是PAEs在環(huán)境中遷移和轉化的重要載體、歸宿地和集聚區(qū)，因此，研究海洋沉積物中PAEs的污染狀況及其生態(tài)風險顯得尤為重要。

現今，對海洋沉積物中PAEs最常用的檢測技術主要有氣相色譜-氫火焰離子化檢測法、氣相色譜-質譜法、氣相色譜串聯質譜法、高效液相色譜法等，而樣品前處理通常采用索氏提?。⊿oxhlet’s extraction,SE）[8-10]、振蕩萃取[11-12]、微波輔助提?。╩icrowave-assisted extraction,MAE）[13]、QuEChERS（quick,easy,cheap,effective,rugged,safe）[14]、加速溶劑萃?。╝ccelerated solvent extraction,ASE）[15-16]、超聲波萃取（ultrasonic extraction,USE）[17-21]、基質固相分散萃取[22]等技術，結合層析柱凈化[8,10-11,17,20]、固相萃取（solid phase extraction,SPE）[9,11,15,18-19,21-23]、濃硫酸凈化[17]、分散式固相萃?。╠ispersive solid phase extraction,DSPE）[13]、分散液液微萃?。╠ispersive liquid-liquid microextraction,DLLME）[24]等1種或2種凈化方法。但在這些方法中，采用層析柱或固相萃取小柱法，雖凈化效果較好，但操作復雜，需進行萃取柱活化、上樣、淋洗、洗脫等過程，耗時較長，不適合批量樣品處理；采用濃硫酸凈化法回收率較低；分散液液微萃取法主要適用于簡單液體基質樣品，對于復雜固體基質需要將其轉化為液體基質，且易產生基質效應。

近年來，DSPE法在罐頭、雞肉、海產品等食品檢測過程中的樣品前處理凈化方面具有顯著的優(yōu)勢[23,25-27]。而對于基質較為復雜的海洋沉積物，要想PAEs萃取完全，且排除雜質干擾，選擇合適的萃取及凈化技術是關鍵?；诒菊n題組前期將DSPE法應用于海產品凈化方面的工作[23]，本研究進一步建立了一種適合海洋沉積物中PAEs檢測的分散固相萃取凈化方法，并將建立的方法應用于臺州三門灣海域、溫州南麂島海域沉積物樣品檢測，同時對其生態(tài)風險進行評估，以期為PAEs海洋地球化學研究、環(huán)境污染控制和風險管理提供技術手段和科學依據。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

7890B/5977A氣相色譜質譜儀（安捷倫科技公司，美國），冷凍干燥機（Labconco公司，美國），KQ-500B超聲波萃取儀、MS3D型渦旋振蕩器（IKA集團，德國），5810高速離心機（Eppendorf公司，德國），R-215旋轉蒸發(fā)儀（Büchi公司，瑞士）。

所有固相吸附劑均購自上海安譜科學儀器有限公司，分別為石墨化炭黑吸附劑[graphitized carbon black（GCB），粒徑120～400目]，N-丙基乙二胺吸附劑[primary secondary amine（PSA），粒徑40～63 μm]，弗羅里硅土吸附劑（florisil，粒徑60～100目），硅膠吸附劑（Si，粒徑40～46 μm），C18吸附劑（粒徑40～63 μm）。

16種PAEs標準品（表1）均購自德國Dr.Ehrenstorfer公司。以正己烷為溶劑配置成1 000 mg/L的混合標準儲備液，再通過正己烷逐級稀釋，配制成1 000 μg/L混合標準溶液，4℃保存。乙酸乙酯、甲醇、二氯甲烷、正己烷、丙酮等有機溶劑均為色譜純。

表1 16種PAEs的保留時間、定量離子和定性離子Table 1 Retention time,quantitative ions and qualitative ions of 16 PAEs

1.2 色譜和質譜工作條件

1）色譜條件。HP-35MS毛細管氣相色譜柱（30 m×0.25 mm，0.25 μm）；進樣口溫度260 ℃，不分流進樣，進樣量1 μL；色譜柱初始溫度100℃，按10℃/min升溫至290℃（保持5.0 min）；載氣為高純氦氣，流量1.0 mL/min；傳輸線溫度260℃。

2）質譜條件。電子轟擊型（EI）離子源，電離能量70 eV，離子源溫度230℃；四級桿溫度150℃；溶劑延遲3 min；SIM模式監(jiān)測；特征離子見表1?；旌蠘藴嗜芤嚎傠x子流色譜圖如圖1所示。

各峰號對應的化合物見表1。Please see the Table 1 for the corresponding compound of each peak No.

1.3 樣品采集和前處理

1.3.1 樣品采集

分別用錨式采泥器采集臺州三門灣海域、溫州南麂島海域的沉積物樣品，樣品貯存條件和預處理過程根據本實驗室報道的方法[28]。用潔凈的鋁箔將采集的樣品包裝并密封于聚乙烯袋中，然后用便攜式冷藏箱運回實驗室。將待測樣品置于凍干機中干燥24 h后，研磨，過100目不銹鋼篩，置于干燥器內，待測。

1.3.2 樣品前處理

稱取2.00 g待測樣品，置于50 mL玻璃離心管中，加入V（正己烷）∶V（乙酸乙酯）＝1∶1溶液15 mL，渦旋1 min，超聲提取15 min，根據需要加入銅粉1～3 g用于超聲除硫，以3 000 r/min離心2 min，萃取液過無水硫酸鈉柱，再向樣品中加入V（正己烷）∶V（二氯甲烷）＝1∶1溶液15 mL，重復上述步驟，合并萃取液，38℃旋轉蒸發(fā)至干，加入2 mL正己烷溶解，轉移至含200 mg GCB的具塞玻璃離心管中，渦旋60 s，以3 000 r/min離心1 min，取上清液至另一玻璃離心管中，再依次加入2 mL丙酮、2 mL二氯甲烷、2 mL甲醇，重復上述渦旋、離心步驟，并合并上清液，氮吹至干，用正己烷定容至1 mL，進行氣相色譜-質譜（gas chromatography-mass spectrometry,GC-MS）分析。

1.4 生態(tài)風險評估

1.4.1 質量基準法評價

目前，針對沉積物中的PAEs，由于國際上尚無統一的環(huán)境質量標準，我國也尚未制定相關標準，因此，本文采用環(huán)境風險限值（environmental risk limits,ERLs）進行海洋沉積物中PAEs生態(tài)風險評估。VAN WEZEL等[29]通過體內外毒性實驗，建議DBP、DEHP的ERLs分別為0.7和1.0 μg/g，若測定的環(huán)境濃度（CME）＜ERLs時，則認為不存在PAEs內分泌干擾效應和生態(tài)毒性風險。對于其他種類PAEs，使用美國華盛頓州設立的警戒限值，各化合物均為 0.610 μg/g[30]。

1.4.2 商值法評價

商值法主要針對選定的生態(tài)受體進行化合物的風險商值（risk quotient,QR）計算，公式為：QR＝CME/CPNE。式中：CME為測定的環(huán)境濃度，CPNE為預測無影響濃度。當QR＜0.1，為低風險；0.1≤QR＜1，為中等風險；QR≥1，為高風險[31]。沉積物中污染物的正辛醇/水分配系數lgKow影響風險判定：對于3＜lgKow＜5的物質，QR與1比較；而lgKow＞5的物質，QR與10比較。這是由于lgKow＞5的物質易被沉積物所吸附，對生物的危害性下降，其評價標準可適當放寬。而當物質的lgKow＜3時，則不易被沉積物吸附，此時風險可忽略[32]。沉積物中PAEs的CPNE數據可通過美國國家環(huán)境保護局數據庫中PAEs對相應敏感生物的毒性數據計算得到，結果見表2。

2 結果與討論

2.1 萃取劑的選擇

對不同萃取劑的萃取效果比較（圖2）表明：用二氯甲烷重復萃取2次時，DMP、DMEP、DEEP的回收率較低（64%～68%）；選用V（正己烷）∶V（二氯甲烷）＝1∶1萃取時，DMP回收率略低（70%），DMEP、DEEP、DBEP則相對較高（92%～114%）；選用V（正己烷）∶V（乙酸乙酯）＝1∶1萃取時，DMP、DEP、DIBP、DBP、DCHP、DNOP的回收率均相對較高（89%～118%）；聯合選用V（正己烷）∶V（二氯甲烷）＝1∶1和V（正己烷）∶V（乙酸乙酯）＝1∶1萃取時，所有PAEs回收率為86%～115%，整體萃取效果最好，為本實驗優(yōu)選。

表2 海洋沉積物中PAEs的預測無影響濃度Table 2 Predicted no-effect concentration(CPNE)of PAEs in marine sediments

圖2 不同萃取劑對PAEs的萃取效果比較Fig.2 Comparison of extract efficiency for PAEs by different extractants

2.2 固相吸附劑及分散劑的選擇

由于PAEs不耐酸堿，所以大多數文獻采用層析柱或商品化SPE小柱凈化。此外，采用濃硫酸凈化、分散式固相萃取、分散液液微萃取也有少量報道。張渝等[13]采用微波輔助萃取、C18吸附劑分散固相萃取凈化和GC-MS法測定土壤中的鄰苯二甲酸酯的結果表明，該方法前處理需要在土樣中加入弗羅里硅土，基質效應明顯，且吸附劑僅分散在丙酮溶液中；進一步研究發(fā)現，丙酮中C18對DMP、DEP的吸附性較強。由于鄰苯二甲酸酯種類眾多，性質差異較大，因此，尋找一種合適的分散固相吸附劑，且不會帶來基質效應，同時選擇合適的分散劑以保證所有待分析的鄰苯二甲酸酯的回收率，是突破現有方法瓶頸的關鍵所在。

本研究分別考察了200 mg PSA、C18、GCB、Si、弗羅里硅土等吸附劑的除雜效果。結果（圖3和圖4）表明：經過GCB吸附，分散液基本呈無色透明，除色效果最好，所有PAEs的回收率相對較高（78.5%～115%）。而其他吸附劑或多或少對PAEs略有吸附，如：PSA 對 DMP、DPhP、DNP有所吸附 ；C18對DMP、DMEP、DEEP、DBEP 有所吸附，且對干擾DNPP檢測的雜質不起作用；Si對DNP有所吸附；弗羅里硅土對DMEP、DEEP有所吸附。因此，本實驗選擇200 mg GCB作為DSPE吸附劑。

圖3 不同吸附劑對PAEs的凈化效果比較Fig.3 Comparison of purifying effect for PAEs by different adsorbents

圖4 不同固相吸附劑凈化時PAEs的總離子流色譜圖Fig.4 Total ion current chromatograms of PAEs purified by different adsorbents

結合已有文獻，采用DSPE凈化土壤[13]或生物樣[33]中PAEs時，使用1種分散劑的回收率較差，而本課題組前期通過DSPE凈化海產品中PAEs時，使用GCB吸附劑結合多種分散劑，達到了滿意效果[23]。因此，針對本研究中的沉積物，選用2 mL正己烷、2 mL丙酮、2 mL二氯甲烷、2 mL甲醇作為分散劑。

2.3 標準曲線和檢出限

配制質量濃度為1～1 000 μg/L的混合標準系列溶液，按設定的儀器工作條件測定，結果（表3）表明，16種PAEs的線性關系良好，相關系數均大于0.999，以3倍信噪比計算的各化合物的檢出限為0.10～0.25 μg/kg。

2.4 方法的精密度和回收試驗

在溫州南麂島海域采集的沉積物樣品中分別添加3個質量濃度水平的混合標準溶液，平行測定5次，加標回收率為75%～116%，相對標準偏差為3.1%～7.2%，結果的準確度和精密度滿足分析方法要求（表4）。

表3 16種PAEs的線性回歸方程、相關系數和檢出限Table 3 Linear regression equation,correlation coefficient and detection limit of 16 PAEs

表4 精密度和回收試驗結果Table 4 Results of test for precision and recovery

2.5 樣品分析及生態(tài)風險評估

按照試驗方法分別測定臺州三門灣海域、溫州南麂島海域采集的沉積物樣品，結果（表5）表明：在所有樣品中，DMP、DEP、DIBP、DBP、DEHP均有檢出，質量分數為1.32～277.98 μg/kg，占PAEs總量的98.7%～100%；此外，在部分樣品中也有DNP被檢出；16 種 PAEs的總量為 297.43～550.25 μg/kg。在不同采樣點采集的海洋沉積物中PAEs組分特征如圖5所示，在臺州三門灣海域、溫州南麂島海域采集的海洋沉積物中DIBP、DBP、DEHP所占比例均最高，分別占PAEs總量的88.7%～92.7%和94.1%～96.7%。

表5 樣品分析結果Table 5 Analysis results of the samples μg/kg

圖5 不同采樣點采集的海洋沉積物中PAEs組分特征Fig.5 Composition of PAEs in marine sediments collected at different sampling points

根據質量基準法評價，各采樣點沉積物中的PAEs含量（CME值）均小于相應的環(huán)境風險限值（ERLs），其中臺州三門灣海域CME/ERLs范圍為0～0.28，溫州南麂島海域CME/ERLs范圍為0～0.27，因此，生態(tài)風險較低。

根據商值法評價，在海洋沉積物中各PAEs對藻類、甲殼類和魚類的風險商值見表6。由于DIBP和DBP的lgKow值分別為4.11和4.45，因此其QR值與1進行比較；DEHP的lgKow為7.50＞5，因此其QR值與10進行比較；DMP和DEP的lgKow值分別為1.61和2.38，均小于3，因此其對水生生物的風險可忽略。由表6可知，在臺州三門灣海域海洋沉積物中5種PAEs對水生生物的風險商值為2.1×10－7～3.57，溫州南麂島海域為1.8×10－7～2.87。DEHP的QR值均遠小于0.1，說明DEHP對水生生物為低風險；DIBP對臺州三門灣海域甲殼類的QR值為0.54～1.13，均值為0.74，對溫州南麂島海域為0.39～0.52，均值為0.44，為中等風險；DBP對臺州三門灣海域藻類的QR值為2.45～3.57，均值為3.19，對溫州南麂島海域為1.60～2.87，均值為2.16，呈高風險；DBP對甲殼類和魚類均為中等風險。總體上，在海洋沉積物中PAEs對藻類、甲殼類、魚類的風險大小順序為DBP＞DIBP＞DEHP。

表6 海洋沉積物中5種PAEs的風險商值（QR）Table 6 Risk quotient(QR)of five PAEs in marine sediments

圖6 不同采樣點采集的海洋沉積物中5種PAEs對不同水生生物∑QR的影響Fig.6 ∑QRfor different aquatic organisms in five PAEs of marine sediments collected at different sampling points

在不同采樣點采集的海洋沉積物中5種PAEs對藻類、甲殼類、魚類的∑QR見圖6。臺州三門灣海域5種PAEs對水生生物的∑QR范圍為1.06～3.87，溫州南麂島海域為0.51～3.02；在各采樣點沉積物樣品中PAEs對藻類的風險最大，其次為甲殼類，對魚類的風險最小。總體上，臺州三門灣海域PAEs對水生生物的風險略高于溫州南麂島海域。

3 結論

本研究采用超聲波萃取法提取海洋沉積物中的PAEs，提取液濃縮后經200 mg GCB分散固相萃取凈化后，進行GC-MS分析和萃取劑、固相吸附劑、分散劑選擇優(yōu)化，并進行了方法準確度、精密度考察。結果表明，所測樣品中PAEs總量為297.43～550.25 μg/kg，組成上以DIBP、DBP、DEHP為主，占PAEs總量的88.7%～96.7%；經生態(tài)風險評估表明，當采用質量基準法評價時，各采樣點沉積物中PAEs含量均小于相應的環(huán)境風險限值，生態(tài)風險較低；采用風險商值法評價表明，PAEs對藻類的風險最大，其次為甲殼類，對魚類的風險最小。總體上，臺州三門灣海域PAEs對水生生物的風險略高于溫州南麂島海域。