高效液相色谱-串联质谱法同时测定海洋沉积物中27 种有机磷酸酯*

石 仞 张 蓬① 曹胜凯 邢戎光 纪 浩 葛林科 张翠荣

(1. 陕西科技大学环境科学与工程学院 陕西西安 710021; 2. 咸阳市生态环境环境局 陕西咸阳 712099)

由于溴代阻燃剂, 尤其是多溴联苯醚已被全球逐步禁用, 作为其主要替代品的有机磷阻燃剂(OPFRs)生产和使用水平大大提高, 其中有机磷酸酯(organophosphate esters, OPEs)是使用最广泛的OPFRs (Van der Veenet al, 2012; 耿存珍等, 2016)。目前OPEs 被应用于塑料、纺织、电子机械、建筑家居等多个领域, 多用作阻燃剂或增塑剂, 混凝土、漆、液压油以及地板抛光剂中的抗磨剂和消泡剂, 也在湿法冶金中起到非离子萃取剂的作用(Peverlyet al,2015; Xinget al, 2018; Zouet al, 2018)。OPEs 与聚合物产品并非以化学键结合, 溶解、挥发或人为磨损破坏等物理因素, 都可能使其脱离材料进入环境, 进而通过地表径流、水汽交换和大气干湿沉降远距离输送(Maet al, 2017; Renet al, 2019; Zenget al, 2020)。OPEs 已普遍存在于空气(郭志明等, 2016; Rauertet al,2018; Naet al, 2020)、土壤及植物(印红玲等, 2016;Campoet al, 2017; 邓旭等, 2019)、淡水和海洋水体(Bollmannet al, 2012; Kimet al, 2018; Xinget al,2018; 吴迪等, 2019)及沉积物(Maet al, 2017; Wanget al, 2017; Zhonget al, 2018)等各种环境介质中。由于OPEs 具有环境持久性且大多数OPEs 是中至高疏水的亲脂性化合物, 输入到海水中后倾向于与悬浮颗粒物结合进而在沉积物中长期积累, 很难得到转化和降解, 因而沉积物是OPEs 的重要“汇”(Wanget al,2017, 2019)。一些研究报道了国内外典型海洋沉积物中OPEs 的赋存状况, 地中海西北部表层沉积物中检出的九种OPEs 的浓度和(Σ9OPEs)范围为13～49 ng/g(Schmidtet al, 2021); 我国渤海和黄海表层沉积物中检出的Σ7OPEs 浓度范围为8.12～98.00 ng/g(Zhonget al, 2017); 韩国沿海及附近港口的表层沉积物中检出的Σ13OPEs 浓度范围为2.18～347 ng/g (Choiet al,2020), 海洋表层沉积物中OPEs 的残留在几十至几百ng/g 之间。

底栖生物摄食沉积物颗粒, 吸附在沉积物中的OPEs 会通过食物网产生的生物富集效应和生物放大效应, 进入高营养级猎食者和人类体内(Wanget al,2019)。已在浮游动植物、双壳类动物和无脊椎动物等海洋生物体内检测到OEPs 的存在, 浓度较低在几至几百ng/g 之间, 甚至在更高营养级的鱼类和海鸥等体内以及人类母乳中也有OPEs 残留, 浓度高达几十至几千ng/g (Sundkvistet al, 2010; Weiet al, 2015;Pantelakiet al, 2020)。有毒理学研究发现, OPEs 具有多种毒性效应, 会对生物和人类健康产生潜在的危害, 如三(2-氯异丙基)磷酸盐(TCIPP)和三(2-羧乙基)膦(TCEP)对人体产生致癌性; 三聚磷酸酯(TPHP)和三丁基磷酸盐(TNBP)具有神经毒性, 接触致敏效应,还会降低生育能力; 三(2-丁氧基乙基)磷酸酯(TBEP)可降低红细胞胆碱酯酶活性, 而磷酸三甲酯(TMP)和磷酸三乙酯(TEP)则通过激活核受体破坏甲状腺内分泌系统(Liet al, 2014; Beenet al, 2018; Xinget al,2018; Zenget al, 2020)。在海洋沉积物中往往存在多种混合污染物的共同作用, 然而大多数实验室毒理学研究都集中在个别物质对生物的毒性作用, 对此类联合毒性效应产生的健康风险还关注甚少(Cristaleet al, 2013)。显然, 要评估沉积物等复杂环境基质对生物和人类产生的潜在健康风险, 获得其中OPEs 的含量水平是首要前提, 而建立关于海洋沉积物样品的分析方法是至关重要的一步。

目前, 气相色谱-质谱联用(GC-MS)是环境中OPEs 检测常用的方法, 尽管气相色谱(GC)具有良好的分离能力, 但对复杂环境样品的分析存在选择识别能力有限和稳定性低等缺陷(Björklundet al, 2004;Quintanaet al, 2008)。有研究发现, 聚磷酸酯等分子量大的OPEs 不适用于GC 测定, 一些OPEs 还会出现拖尾峰, 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)。二酯和单酯类OPEs 的疏水性、非挥发性和强酸性(解离常数pKa≤1)比三酯要小得多, 在环境中以二价阴离子或单阴离子的离解状态存在且更具极性, GC-MS 主要用于非极性物质的检测, 二酯和单酯类OPEs 则需要通过衍生化处理后才能测定(Quintanaet al, 2008;Reemtsmaet al, 2008; Suoet al, 2018)。基于四极杆的GC-MS 选择离子检测(SIM)和基于离子阱的气相色谱-串联质谱(GC-MS/MS)检测灵敏度低, 且GC 检测常用的电子轰击离子源(EI 源)和化学电离离子源(CI源)难以产生分子离子(Quintanaet al, 2008)。高效液相色谱-串联质谱(HPLC-MS/MS)采用多反应监测(MRM)-三重四级质谱(QqQ-MS)检测, 具有较高的选择性、抗干扰能力和灵敏度, 且电喷雾离子源(ESI 源)能够产生分子离子, 也可以产生多电荷离子, 因而对于分子量大的化合物也可分析, 适用于复杂基质样品中OPEs 的微量分析(Wuet al, 2017; Wanget al,2020; 闫振飞等, 2020)。目前研究中使用 HPLCMS/MS 测定复杂基质中OPEs 的方法多集中于对环境中常检出的较少种类化合物的分析, 因而建立可以同时测定多种OPEs 的高效、简便、高灵敏度和低检出限的分析测定方法十分必要。 本文对HPLC-MS/MS 的色谱和质谱参数以及前处理方法进行了优化, 建立了同时测定海洋沉积物中27 种OPEs的高效分析方法。

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂材料

本实验所采用的仪器设备有: Agilent 1260 Infinity II 高效液相色谱和Agilent 6470 LC/TQ 三重四级杆质谱仪(美国 Agilent 公司), BSA224S(Max: 220 g,d=0.1 mg)电子天平(赛多利斯科学仪器(北京)有限公司), KQ-500DB 型数控超声波清洗器(昆山市超声仪器有限公司), TDZ4-WS 台式低速离心机(湖南赫西仪器装备有限公司), RE-2000B 型旋转蒸发仪(上海亚荣生化仪器厂), NAI-DCY-12Y 圆形水浴氮吹仪(上海那艾精密仪器有限公司)。

固相萃取小柱(solid phase extraction, SPE):Oasis®HLB 6 cc/500 mg (美国 Waters 公司)、CNWBOND LC-C18 ( 容 积 6 mL/500 mg) 和CNWBOND Si 硅胶SPE (6 mL/500 mg)(上海安谱实验科技股份有限公司)。3 种同位素替代标: 氘代磷酸三苯酯(TPP-d15, 纯度为98%), 氘代三(2-氯乙基)磷酸酯(TCEP-d12, 纯度为 98%)和氘代磷酸三丁酯(TBP-d27, 纯度为98%～99%)均购自剑桥同位素实验室(美国);有机溶剂: 乙腈(ACN)和甲醇(MeOH)(HPLC 级, 美国Thermo Fisher Scientific 公司), 乙酸乙酯(EA)和二氯甲烷(DCM)(色谱纯, 美国Tedia 公司); 实验用水为自制Milli-Q 超纯水(18.24MΩ·cm)。

1.2 仪器条件

采用Zorbax Eclipse Plus C18 色谱柱(2.1 mm×150 mm, 3.5-Micron, Agilent), 柱温 25 °C, 进样量1 μL, 流速0.35 mL/min。采用带有安捷伦喷射流技术的大气压电喷雾离子源(ESI with Agilent Jet Steam Technology, ESI-AJS), 在多反应监测(MRM)的正离子模式下测定, 毛细管(Capillary)电压为4 000 V(正离子模式), 喷嘴电压(Nozzle Voltage)为500 V, 干燥气(Drying Gas)流速为5 L/min, 温度为350 °C, 雾化气(Nebulizing Gas)压力为45 psi, 鞘气(Sheath Gas)流速为11 L/min, 温度为250 °C。流动相梯度洗脱程序和质谱参数如表1 和表2 所示。

表1 流动相梯度洗脱程序Tab.1 gradient elution procedure of the mobile phases

表2 目标化合物有机磷酸酯(OPEs)的质谱参数Tab.2 Mass spectrum parameters of organophosphate esters (OPEs)

续表

1.2 样品前处理方法

称取5 g 冷冻干燥的沉积物样品于离心管, 加入TPP-d15、TCEP-d12和TBP-d27三种替代标各20 ng。用30 mL 乙酸乙酯(EA)和乙腈(ACN)混合溶剂(EA/ACN体积比 3 ∶7)超声萃取 30 min, 在低速离心机3 000 r/min 的转速下离心10 min, 循环2 次, 收集两次所得上清液于鸡心瓶中。将提取液经水浴旋蒸浓缩至2 mL, 加超纯水定容至10 mL, 再用5 mL EA 过LC-C18固相萃取(SPE)小柱洗脱2次, 然后氮吹至近干,用MeOH 溶液经0.22 μm 滤膜过滤后定容至0.5 mL。

LC-C18 固相萃取步骤: 用5 mL EA 预处理净化固定相, 泵抽3 min 至干, 然后用5 mL MeOH 和5 mL 超纯水活化小柱(约4 mL/min 的流速, 不抽干);上样溶剂采用20%的ACN 水溶液10 mL, 保持流速5～8 mL/min, 上样结束后用10 mL 10%的MeOH 水溶液淋洗去除多余杂质, 抽3 min 至干, 最后用5 mL EA洗脱2 次(流速1 mL/min), 并收集两次所得洗脱液。

2 结果与讨论

2.1 色谱条件优化

M e O H 和 A C N 为常用的两种液相流动相(Martínez-Carballoet al, 2007; Luoet al, 2014; 刘娴静等, 2021)。比较水-MeOH 和水-ACN 两种流动相体系对27 种OPEs 的洗脱能力, 如图1 所示。虽然一些OPEs 在水-ACN 体系中的响应强度高于水-MeOH 体系, 但水-MeOH 体系中更多种类的OPEs 得到洗脱分离。在水-ACN 体系中磷酸三氯丙基酯(TCPP)同分异构体[包括 TCPP、磷酸三(1-氯化异丙基)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)没有得到洗脱分离, 而在水-MeOH 体系中除四氯(2-氯乙基)二氯异戊二磷酸(V6)以外, 其他化合物都实现了较好的洗脱分离。且有研究证明, ESI 源在正模式下能有效地产生三酯类OPEs 的质子化分子离子, 而随后的碰撞诱导解离(CID)产生碎片离子则依赖于醇的酯化作用, 同样二烷基酯类OPEs 阴离子的 CID 也会依赖于醇(Quintanaet al, 2008; Reemtsmaet al, 2008)。经比较选择水-MeOH 体系作为两种流动相更为合适。

图1 流动相种类对有机磷酸酯OPEs 响应强度的影响Fig.1 Influence of mobile phase type on response strength of organophosphate esters (OPEs)

在ESI-AJS 源正离子模式下, 流动相中通常加入挥发性酸作为有机改性剂, 一般选择甲酸, 为目标分析物提供必要的质子源, 以提高电离效率(Rodilet al,2005; Luoet al, 2014)。流动相中的酸性程度影响化合物生成[M+H]+加和离子的效率, 进而影响方法的灵敏度(王九明等, 2021)。因此对水流动相中的甲酸添加量进行优化, 比较不同体积分数甲酸的作用效果,如图2 所示。现有研究中广泛应用含0.1%的甲酸作为改性剂, 但其响应效果并不理想。各OPEs 在含0.02%甲酸水流动相中的响应强度略高于含0.01%和0.03%甲酸水流动相中的响应强度, Xing 等(2018)和Chen 等(2019)在液相分析中用到0.02%甲酸水溶液作为水流动相。

图2 流动相甲酸添加量对OPEs 响应强度的影响Fig.2 Influence of formic acid volume fraction in mobile phase on ions abundance of organophosphate esters (OPEs)

当甲酸浓度为0.002 5%～0.005%体积分数之间时,各OPEs 单体的响应强度最高, 且此范围内的响应强度值远大于甲酸含量为0.02%时的响应强度, 其中多于1/2 的OPEs 单体在甲酸含量为0.002 5%的水流动相中的响应强度信号更高。表明OPEs 在pH 值为3.3～4.6 的流动相水溶液中电离程度最高, 最终确定在水-MeOH 流动相体系中, 以甲酸含量为0.002 5%的水溶液作为水流动相, 在此pH 条件下为目标化合物提供了更好的缓冲能量, 也会产生更稳定的分离和电离效果(Rodilet al, 2005)。

2.2 样品前处理条件优化

2.2.1 超声萃取溶剂优化 由于27 种OPEs 的辛醇-水分配系数(logKow)和分子量等物理化学特性差异较大, 我们初步选择了MeOH、ACN、EA 和DCM作为超声萃取溶剂进行了基质加标回收试验, 如图3所示。采用硅藻土作为空白基质, 使用前硅藻土在马弗炉中以460 °C 灼烧6 h 去除其中干扰杂质。

图3 不同极性超声提取溶剂下OPEs 的加标回收率Fig.3 Recoveries of organophosphate esters (OPEs) spiked in blank matrix with different polar extraction solvents

在强极性溶剂MeOH 提取物中, 只有TMP、TCPP、磷酸三丁酯(TBP)、磷酸三正戊酯(TPeP)和TEHP 回收率较高, 其他OPEs 的回收率都低于75%。EA、DCM 和ACN 提取物中, 多数OPEs 的回收率较高在80%～125%之间, 但DCM 对动物和人类具有致癌性(Watanabeet al, 2006), 世界卫生组织国际癌症研究机构将其列为 2A 类致癌物。 此外,Martínez-Carballo 等(2007)测定了奥地利水生环境中的9 种OPEs, 也报道了DCM 不适合用于超声提取技术从沉积物样品中提取OPEs, 故不考虑作为超声提取溶剂。由于OPEs 的logKow值从–0.65 到9.49, 大多数为正值, 说明OPEs 的整体上亲脂性大于亲水性,考虑对EA 和ACN 两种中强极性有机溶剂按不同体积比混合, 进一步优化提取效率。

EA 和ACN 对较亲脂的OPEs 回收率相近, 但EA的极性为4.3, 对亲水性和极性较强的TMP、TEP、磷酸三异丙酯(TiPP)和磷酸三丙酯(TPrP)等回收率略低于极性为6.2 的ACN, 故以EA 作为少量组分, ACN作为大量组分进行混合配比。分别考察EA 和ACN体积配比为2∶8、4∶6 和3∶7 三种混合溶剂对OPEs的提取效率。结果如图 4 所示, 对亲脂性 OPEs,EA/CAN (体积比3∶7)混合溶剂的回收率较高。对亲水性OPEs, EA/CAN (体积比3∶7)混合溶剂对卤代OPEs 中TCEP (logKow=1.44)、∑TCPP (logKow=2.59)和V6 (logKow=1.9)的提取效果较有优势, 且回收率明显高于其他两种体积配比, 对TMP (logKow= –0.65)、TEP (logKow=0.8) 、 TPrP (logKow=1.87) 和 TiPP(logKow=2.12)四种非卤代OPEs 的提取效果相对差一些。此外, EA/ACN(体积比3∶7)混合溶剂虽相较于其他两种体积配比条件下质谱图响应略低, 但基线平稳, 出峰更完整, 峰形更好, 如图5 所示。

图5 EA/CAN (体积比4∶6)(a), EA/CAN (体积比3∶7)(b), EA/CAN (体积比2∶8)(c)混合溶剂萃取OPEs 的色谱图对比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

对比图3 和图4, 单一有机溶剂EA 的提取回收率范围为10%～125%, 平均回收率为93.28%, ACN 的提取回收率范围为10%～120%, 平均回收率为90.15%。EA/ACN(体积比3∶7)混合溶剂的提取回收率范围为20%～140%, 平均回收率为 105.98%, 因此选择EA/ACN(体积比3∶7)混合溶剂作为超声提取溶剂。

图4 EA 和ACN 不同混合比条件下OPEs 的加标回收率Fig.4 Recoveries of organophosphate esters (OPEs) spiked in blank matrix at different mixing ratios of ethyl acetate (EA) and acetonitrile (ACN)

分别对20、30 和40 mL 三种超声溶剂体积的提取效果进行了对比, 如图6 所示。发现用30 和40 mL超声溶剂体积提取时OPEs 的回收率整体相近, 又有TMP、TPrP、TiPP 三种极性较强的亲水性OPEs 在40 mL 超声体积提取时回收率极低, 而30 mL 超声体积提取时回收率达到最佳。考虑到处理效果和节约溶剂两方面, 故选择使用30 mL 超声体积。

图6 不同超声体积下OPEs 的加标回收率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)条件优化 本文在中性条件下对 CNWBOND LC-C18 SPE (6 mL/500 mg)、CNWBOND Si 硅胶SPE (6 mL/500 mg)和Oasis®HLB 6 cc/500 mg 三种SPE 柱进行比较, 如图7 所示。Si硅胶柱的回收率明显是最差的, 故不考虑。LC-C18柱和HLB 柱对强极性和强亲水性化合物的回收率都较差, 特别是易挥发性化合物TMP (logKow= –0.65),萃取时易挥发损失导致回收率降低(Quintanaet al,2008, Reemtsmaet al, 2008), HLB柱为2.82%, LC-C18柱为2.01%。但LC-C18 柱对较亲水性OPEs(TEP、TCEP、TPrP、TiPP 和TCPP)的洗脱效果优于HLB 柱。疏水性化合物易在瓶壁吸附损失而使回收率降低,LC-C18 柱对分子量大于600 的疏水性OPEs [双酚A双(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]洗脱效果差。HLB 柱对强疏水性和非挥发性化合物TEHP(logKow=9.49)的回收率差(高立红等, 2014; 闫振飞等,2020), 而LC-C18 柱对TEHP 的回收率优于HLB 柱,HLB 柱为8.86%, LC-C18 柱为45.06%。

图7 不同SPE 柱下OPEs 的加标回收率Fig.7 Spiked recoveries of organophosphate esters (OPEs) in different solid phase extraction cartridges

总体而言LC-C18 固相萃取柱洗脱效果最好, 回收率在40%～150%之间, 平均回收率达到98.58%; HLB固相萃取柱次之, 回收率在20%～135%之间, 平均回收率为 89.73%; 硅胶柱洗脱效果最差, 回收率在10%～100%之间, 平均回收率为38%。Been 等(2018)基于回收率和基质效应, 评价了不同SPE 的吸附剂及其提取条件, 得出C18 柱对OPEs 的处理效果最好, 与本研究结果一致。综合考虑选择LC-C18 柱进行洗脱纯化。

进一步优化洗脱体积, 分别用5、6 和7 mL 的EA过LC-C18 柱洗脱2 次, 如图8 所示。发现5 mL 洗脱体积对目标化合物的回收率略优, 但无特别显著的差异, 说明洗脱时间和挥发作用对LC-C18 柱的洗脱效果影响不大。同时秉持绿色节约原则, 尽量节省试剂用量, 综上选取5 mL EA 作为SPE 的洗脱体积。

图8 不同洗脱体积下OPEs 的加标回收率Fig.8 Spiked recoveries of organophosphate esters (OPEs) in different elution volumes

2.3 方法的线性范围、检出限和定量限结果

配制一系列浓度为5、10、20、50、100、200 和500 ng/mL 的七点标准曲线, 并进行多次仪器分析,在(5～500) ng/mL 线性范围内各OPEs 呈现良好的线性关系, 线性相关系数(R2)均达到0.99 以上。

方法检出限(method detection limit, MDL)受仪器的灵敏度、稳定性、全程序空白试验以及波动性的影响。先确定仪器检出限(3 倍信噪比), 然后重复7 次空白样加标实验, 加标量是3 倍仪器检出限对应浓度,再以下式计算(白政忠等, 2009; 祝旭初, 2014):

式中,cMDL为检出浓度;tf为0.05(单侧)显著性水平下,自由度为f=n–1 的t值;Swb为空白批内样本标准偏差。

定量限(limits of quantification, LOQ)定义为l0 倍空白标准偏差对应的浓度值, 置信水平为90%, 约为3.3 倍MDL (丁怡等, 2009; 陈爽等, 2014)。该方法测定27 种OPEs 的MDL 的范围为0.004 ～1.250 ng/g 之间, LOQ 范围为0.01～4.17 ng/g, 见表3。

表3 OPEs 方法线性范围、检出限、定量限Tab.3 Linear range, method detection limit (MDL) and limits of quantification (LOQ) of organophosphate esters (OPEs)method

2.4 方法的准确度和精密度

采用硅藻土作为基质来评价方法的准确度和精密度, 用最佳方案做基质加标实验。在空白基质中分别加入OPEs 混合标准, 最终硅藻土中OPEs 的含量分别为5、35 和100 ng/g, 每个浓度设置3 个基质加标平行样品。三个加标水平下各OPEs 的平均加标回收率在45%～130%, 除TTBNP 在低浓度和中等浓度加标水平下分别为25.43%和30.37%, 高浓度加标水平下TMP、BADP 和TDBPP 分别为37.55%、44.69%和43.01%。相对标准偏差(relative standard deviations,RSD)在0.03%～11.00%之间, 满足准确度和精密度要求, 如表4 所示。

表4 OPEs 分析方法的准确度和精密度Tab.4 Accuracy and precision of organophosphate esters(OPEs) analysis method

2.5 实际样品检测

采用建立的分析方法对东黄海域16 个沉积物样品中27 种OPEs 进行测定, 样品站位点如图9 所示。27 种OPEs 中只有V6、TBP、磷酸三间甲苯酯(TMTP)、三邻甲苯基磷酸酯(TOCP)、三对甲苯基磷酸酯(TPCP)和TPeP 没有检出, 检出的21 种OPEs 浓度范围为9.83 ng/g (站位CJ-4)～48.7 ng/g (站位3100-3), 平均浓度为28.4 ng/g, 各站点OPEs 的检测浓度值如表5 所示。

图9 东黄海沉积物采样站位图Fig.9 Distribution of sediment sampling stations in the Yellow Sea and East China Sea

16 个沉积物样品中的OPEs 包括烷基代、卤代和芳基代三种取代基类型, 检出的21 种OPEs 中烷基代、卤代和芳基代各7 种, 其中TEP、磷酸三苯酯(TPP)和∑TCPP 为主要化合物且检出率均为100%。烷基代OPEs 对OPEs 总浓度(∑OPEs)的贡献率为52.85%, 高于卤代OPEs(贡献率为36.46%)和芳基代OPEs 仅为10.68%, 如图10a 所示。从图10b、10c、10d 和表5中得出, 东、黄海交界处(如CJ-样品) ∑TCPP 和TPP浓度明显高于其他站位点, 可能由于我国最大的OPEs 生产地之一位于黄海南部的西海岸, 年产量2万t, 主要产物为TCPP 和TDCPP (Zhonget al, 2018),且江苏省南部海岸有冶金、电子、化学和机械等多个行业(Zhonget al, 2017), 而 TPP 在电子设备中用作阻燃剂(Andresenet al, 2006)。TEP 在石油化工副产品PVC 中用作增塑剂(Van der Veenet al,2012), 故位于长江三角洲的石油化工项目集中区废液排放导致TEP 在东海中的含量也很高(如Za-样品和3100-样品), 另外长江入海口输入以及杭州湾与东海海水的混合交换也可能是 TEP 等的潜在来源。这意味着东海检出的OPEs 可能是河流输入和排污口排放所致, 与Zhong 等(2018)对渤海、黄海和东海表层沉积物中 OPEs 的研究及 Liao 等(2020)对渤海和东海沉积物表层、岩芯中OPEs 的研究结果一致。

图10 沉积物中OPEs 的组成特征(a)和烷基代OPEs(b), 卤代OPEs(c), 芳基代OPEs(d)浓度百分比组成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 个沉积物站点中检出的OPEs 浓度(单位: ng/g)Tab.5 Concentrations of organophosphate esters (OPEs) detected in 16 sediment stations (unit: ng/g)

3 结论

(1) 本研究建立了同时测定海洋沉积物中27 种OPEs 的方法。改进HPLC-MS/MS 液相条件, 流动相为甲醇和含0.002 5%的甲酸水溶液时, 大大提高了MRM 质谱扫描模式分析目标化合物的仪器响应。又对沉积物前处理的超声提取和固相萃取条件加以优化, 30 mL ACN/EA (体积比3∶7)超声提取, 处理液用5 mL EA 经LC-C18 固相萃取小柱洗脱, 回收率高且节约了溶剂用量。优化后方法的MDL 和LOQ 满足沉积物中痕量污染物可检出和定量的要求, 低、中、高加标水平下各OPEs 的平均加标回收率较高,平行性较好。该方法高效灵敏, 可进一步推进到海水OPEs 检测方法的建立中, 为测定海洋水体环境中痕量OPEs 提供可靠的技术支撑。

(2) 利用建立好的方法对东黄海16 个沉积物样本进行了分析测定, 检出的21 种OPEs 浓度范围为9.83～48.7 ng/g, 平均浓度为28.4 ng/g, 其中烷基代OPEs 占比最高(52.85%)。发现东黄海沉积物中OPEs主要来源于河流输入和沿岸的点源污染排放, 需要进一步加强对东黄海OPEs 的分布特征和迁移转化规律方面的研究, 为海洋环境中持久性痕量污染物的控制以及生态风险评估提供有力依据。