膳食中短鏈氯化石蠟的污染狀況及風(fēng)險(xiǎn)暴露評(píng)估

陳慧玲，申金山，王雪光，楊立新*

（1.河北師范大學(xué)化學(xué)與材料科學(xué)學(xué)院化學(xué)實(shí)驗(yàn)教學(xué)中心，河北 石家莊 050024；2.河北省疾病預(yù)防控制中心，河北 石家莊 050021）

氯化石蠟（chlorinated paraffins，CPs）是石蠟烴的氯化衍生物，在工業(yè)上用作增塑劑、阻燃劑、潤(rùn)滑劑和金屬加工添加劑等[1-4]。氯化石蠟可分為短鏈氯化石蠟（short chain chlorinated paraffins，SCCPs）（10～13 個(gè)碳原子）、中鏈氯化石蠟（middle chain chlorinated paraffins，MCCPs）（14～17 個(gè)碳原子）和長(zhǎng)鏈氯化石蠟（long chain chlorinated paraffins，LCCPs）（18～30 個(gè)碳原子）3 類。CPs的氯化程度通常為30～70（質(zhì)量分?jǐn)?shù)）[5]。目前，我國(guó)是世界上最大的CPs生產(chǎn)國(guó)。截止2015年，我國(guó)CPs總產(chǎn)能達(dá)到160萬 t，氯化石蠟產(chǎn)品中SCCPs的含量在6以上[6-7]。SCCPs具有較強(qiáng)的生物蓄積性、持久性、遠(yuǎn)距離遷移性和毒性[8-12]，長(zhǎng)期接觸可能致癌[13-14]，所以其受到廣泛的關(guān)注。近年來，加拿大、美國(guó)、日本、歐盟等國(guó)家已禁止生產(chǎn)和限制使用SCCPs[15-16]，并提交了多份風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估報(bào)告[2,17-18]。2008年，《斯德哥爾摩公約》將SCCPs列入持久性有機(jī)污染物（persistent organic pollutants，POPs）備選清單中。2016年9月在意大利羅馬召開的《斯德哥爾摩公約》POPs審查委員會(huì)第12次會(huì)議上，委員會(huì)審議通過了SCCPs風(fēng)險(xiǎn)管理評(píng)估草案[19]。2017年，《斯德哥爾摩公約》締約國(guó)大會(huì)將討論商用SCCPs的增列問題[20]。

SCCPs廣泛存在于各種環(huán)境介質(zhì)中。在土壤[8,21]、水體[10,22-23]、大氣[24-25]及生物體[9,26-27]，甚至在偏遠(yuǎn)地區(qū)都檢測(cè)到SCCPs[28]。目前，SCCPs相對(duì)于其他POPs，其研究數(shù)據(jù)非常有限，而食品中SCCPs污染狀況的檢測(cè)數(shù)據(jù)較少，更沒有開展膳食暴露評(píng)估研究的相關(guān)報(bào)道。因此，開展膳食中SCCPs的相關(guān)檢測(cè)研究，對(duì)于了解我國(guó)膳食中SCCPs的污染狀況及其對(duì)人體健康的影響極為重要。

本實(shí)驗(yàn)采用索氏提取技術(shù)對(duì)膳食中SCCPs進(jìn)行提取，以酸化硅膠復(fù)合層析柱法對(duì)樣品進(jìn)行凈化處理，建立了一種測(cè)定膳食中SCCPs的方法，即在線凝膠滲透色譜-氣相色譜-負(fù)化學(xué)離子源-質(zhì)譜（on-line gel permeation chromatography-gas chromatography-negative chemical ion source-mass spectrometry，GPC-GC-NCI-MS）。本實(shí)驗(yàn)對(duì)膳食中的SCCPs進(jìn)行了定量分析，旨在了解中國(guó)北部膳食中SCCPs的污染現(xiàn)狀。

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

弗羅里硅土、硅膠、無水硫酸鈉均在馬弗爐中600 ℃高溫活化4 h，制備質(zhì)量分?jǐn)?shù)為40的酸性硅膠。

正己烷、二氯甲烷、丙酮、環(huán)己烷和壬烷（農(nóng)殘級(jí)）德國(guó)默克公司；SCCPs、六氯環(huán)己烷、反式氯 德國(guó)Dr. Ehrenstorfer公司；無水硫酸鈉（分析純） 天津永大化學(xué)試劑有限公司；濃硫酸（優(yōu)級(jí)純） 天津科密歐化學(xué)試劑有限公司。

SCCPs混合物標(biāo)準(zhǔn)溶液：將質(zhì)量濃度為100 ng/μL、3 種不同氯質(zhì)量分?jǐn)?shù)（51.5%、55.5%和63.0%）的SCCPs用正己烷配成0.500 ng/μL的標(biāo)準(zhǔn)溶液。然后用所配混合物標(biāo)準(zhǔn)溶液1∶1（V/V）混合得到氯質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為53.5%和59.25%的SCCPs混合物標(biāo)準(zhǔn)溶液，其混合物標(biāo)準(zhǔn)溶液的質(zhì)量濃度均為0.500 ng/μL。六氯環(huán)己烷和反式氯丹分別作為進(jìn)樣內(nèi)標(biāo)和提取內(nèi)標(biāo)。

1.2 儀器與設(shè)備

GCMS-QP2010 Ultra氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀（gas chromatograph-mass spectrometer，GC-MS） 日本島津公司；N-EVAPTM112氮?dú)獯蹈蓛x 美國(guó)Organomation公司；KQ-600E型超聲波清洗器 昆山超聲儀器有限公司；CoolSafe55-4冷凍干燥儀 丹麥LaboGene公司；SX2-5-12箱式電阻爐 天津東麗實(shí)驗(yàn)電爐廠；KSW溫度控制器 捷達(dá)溫度儀表廠；38-1-B電子調(diào)溫電熱套天津市泰斯特儀器有限公司；SB-35旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀 日本Rikakikai公司。

1.3 方法

1.3.1 樣品采集

膳食樣品采集地區(qū)：北京、石家莊、張家口、承德、秦皇島、廊坊、邢臺(tái)、唐山以及內(nèi)蒙古呼倫貝爾地區(qū)，以內(nèi)蒙古呼倫貝爾地區(qū)作為背景地區(qū)。

采用混合食物樣品法將食物樣品歸為9大類：豆類及其制品、谷類及其制品、蔬菜類及其制品、薯類及其制品、水果類及其制品、蛋類及其制品、乳類及其制品、肉類及其制品、水產(chǎn)類及其制品。分別在各個(gè)調(diào)查點(diǎn)所在的居委會(huì)或村附近的食物采購(gòu)點(diǎn)，如菜市場(chǎng)、副食店、糧店、農(nóng)貿(mào)市場(chǎng)或農(nóng)民家采集各種食物樣品，實(shí)際采集量略大于計(jì)算的采樣量。估計(jì)采樣量為每類食物4～5 kg。采集選擇新鮮的食物樣品。采集后馬上運(yùn)到烹調(diào)加工地點(diǎn)進(jìn)行加工。如不能立即烹調(diào)，則放入4 ℃冰箱保存，生肉和水產(chǎn)品則貯存在冰箱冷凍室內(nèi)備用。采用入戶稱質(zhì)量加三餐記帳法結(jié)合三餐24 h詢問加登記法獲得膳食消費(fèi)量。按一定原則聚類后形成采樣單，在調(diào)查點(diǎn)附近采樣并按當(dāng)?shù)厣攀沉?xí)慣進(jìn)行烹調(diào)。按聚類后成人男子平均消費(fèi)量制備分類食品混合樣品。

1.3.2 樣品前處理

準(zhǔn)確稱取9.00 g無水硫酸鈉、1.00 g樣品，混合均勻，裝入無膠濾筒里。將所盛樣品的無膠濾筒放入提取管內(nèi)。稱5.00 g酸性硅膠放入提取瓶?jī)?nèi)，然后加入120 mL正己烷-二氯甲烷（1∶1，V/V）混合溶液進(jìn)行8 h索氏提取。將提取液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至近干（1～2 mL），待凈化。

凈化步驟：復(fù)合層析柱（內(nèi)徑26 mm）填料自下而上依次為3 g弗羅里硅土、2 g硅膠、8 g質(zhì)量分?jǐn)?shù)為40%的酸性硅膠和4 g無水硫酸鈉。用50 mL正己烷淋洗層析柱，加入待測(cè)樣品（該樣品經(jīng)索氏提取、旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)后，用正己烷潤(rùn)洗3～5 次，將潤(rùn)洗液加入酸化硅膠復(fù)合層析柱中）；待測(cè)樣品吸附后，先加入35 mL正己烷進(jìn)行洗脫；更換干凈且用正己烷潤(rùn)洗過的燒瓶作為接收瓶，再加入100 mL正己烷-二氯甲烷（1∶1，V/V）混合溶液進(jìn)一步洗脫樣品中極性稍強(qiáng)的SCCPs組分。將洗脫液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮近干（1～2 mL），然后用5 mL正己烷溶解。將溶解了SCCPs的正己烷溶液用氮吹儀吹至近干，用200 μL正己烷定容并轉(zhuǎn)移至進(jìn)樣小瓶中，待上機(jī)測(cè)試。

1.3.3 定量方法及儀器分析條件

利用Reth等[28]的定量方法，計(jì)算SCCPs混合物標(biāo)準(zhǔn)樣品的總相對(duì)響應(yīng)因子及氯質(zhì)量分?jǐn)?shù)，獲得線性回歸方程：Y＝43.448X－1 911.284，R2＝0.962（氯質(zhì)量分?jǐn)?shù)45%～65%）。利用Zeng Lixi等[29]提出的一種通過解二元一次方程組消除干擾的數(shù)學(xué)計(jì)算方法來排除干擾物質(zhì)MCCPs，定性定量離子見表1。

表 1 SCCPs和MCCPs檢測(cè)[M-Cl]－離子的分組及質(zhì)荷比Table 1 Mass-to-charge ratios of [M-Cl]- ions in SCCPs and MCCPs with the most abundant isotopes

色譜條件：DB-5MS色譜柱（30 m×0.25 mm，0.25 μm）。升溫程序：82 ℃保持5 min；以8 ℃/min升至100 ℃，保持10 min；然后以30 ℃/min迅速升至180 ℃，保持5 min；最后以30 ℃/min升至310 ℃，保持22 min。進(jìn)樣量為1 μL，不分流進(jìn)樣。以氦氣（純度≥99.999）作為載氣，流速為1 mL/min。反應(yīng)氣為甲烷（純度99.995），流速2 mL/min。進(jìn)樣口溫度為280 ℃。離子源和傳輸線溫度分別為150 ℃和260 ℃，溶劑延遲9 min。SCCPs的掃描離子參照Tomy等[22]的報(bào)道。反式氯丹和六氯環(huán)己烷的掃描離子分別為419.8和254.9。

1.3.4 質(zhì)量控制

所用玻璃器皿均在濃硫酸中浸潤(rùn)過夜，然后用蒸餾水進(jìn)行沖洗，烘干，待用。使用前均用正己烷潤(rùn)洗。填料均在600 ℃高溫活化4 h后使用。

在儀器條件下，SCCPs的檢出限（RSN≥3）和定量限（RSN≥10）分別為10.7、35.7 ng。平均回收率為78.2，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差（n＝6）為5.7。每批4 個(gè)樣品均加一個(gè)過程空白以檢查玻璃器皿或有機(jī)溶劑等的干擾。實(shí)際樣品中同位素內(nèi)標(biāo)的回收率為84～102。

1.3.5 膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

根據(jù)所測(cè)得膳食樣品中SCCPs的污染水平和居民的食物消費(fèi)量數(shù)據(jù)計(jì)算得到每人每日膳食暴露量，平均暴露量根據(jù)公式（1）計(jì)算。

式中：D平均為平均暴露量/（ng/kgmb）；∑C平均為某類食物中SCCPs的平均含量/（ng/g）；F平均為某類食物的人群平均消費(fèi)量/（g/d）；mb為被評(píng)估人群的平均體質(zhì)量/kg，通過分析2016年采樣地區(qū)居民營(yíng)養(yǎng)和健康狀況的檢測(cè)結(jié)果，得出本研究目標(biāo)人群的mb是63 kg。

在暴露量計(jì)算過程中，遵循國(guó)際慣例，假設(shè)SCCPs在體內(nèi)100吸收。將獲得的膳食樣品中SCCPs的平均暴露量與推薦的SCCPs的暫定每日最大耐受攝入量（provisional maximum tolerated daily intake，PMTDI）進(jìn)行比較，得出暴露量占PMTDI的比例（PMTDP），以此考察SCCPs膳食攝入量的安全性。若膳食攝入量小于PMTDI，即膳食攝入量占PMTDI的比例小于100，說明膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)可接受，若膳食攝入量大于PMTDI，即膳食攝入量占PMTDI的比例大于100，說明存在膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)不可接受。PMTDP根據(jù)公式（2）計(jì)算。

其中北京市膳食調(diào)查數(shù)據(jù)采用河北省相關(guān)數(shù)據(jù)，內(nèi)蒙古呼倫貝爾地區(qū)靠近黑龍江省，因此采用黑龍江省調(diào)查數(shù)據(jù)（表2）。

表 2 2016年膳食調(diào)查黑龍江及河北食物消費(fèi)數(shù)據(jù)Table 2 Dietary survey of food consumption in Heilongjiang and Hebei province in 2016 g/d

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS 13.0軟件，采用單因素方差分析，顯著水平小于0.05時(shí)認(rèn)為差異顯著，相關(guān)性具有統(tǒng)計(jì)意義。使用Origin 7.0軟件繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 膳食樣品中SCCPs的含量

表 3 膳食樣品中SCCPs含量Table 3 SCCPs contents in foodstuff samples ng/g

圖 1 不同樣品中短鏈氯化石蠟的含量（濕質(zhì)量）Fig. 1 SCCPs contents in different kinds of foodstuffs (wet basis)

按照1.3節(jié)所述方法對(duì)膳食樣品中的SCCPs進(jìn)行檢測(cè)，在所有樣品中均檢測(cè)出SCCPs，檢測(cè)結(jié)果見表3和圖1。膳食樣品中SCCPs含量范圍是2.30～496.49 ng/g（濕質(zhì)量），平均值為77.22 ng/g。在采集的9 種膳食樣品中，肉類污染最嚴(yán)重。肉類中SCCPs含量范圍為28.59～496.49 ng/g（濕質(zhì)量），平均值為154.38 ng/g。在秦皇島采集的肉類，SCCPs含量最高，為496.49 ng/g；在唐山采集的肉類，SCCPs含量最低，為28.59 ng/g。乳類污染最小，乳類中SCCPs含量范圍為2.30～39.61 ng/g（濕質(zhì)量），平均值為25.59 ng/g。

就地區(qū)而言，各地區(qū)膳食樣品中SCCPs平均值含量范圍是36.61～157.47 ng/g。在秦皇島采集的膳食樣品中，SCCPs平均值含量最高，為157.47 ng/g；其次是北京，為101.59 ng/g；在承德采集的膳食樣品中，SCCPs平均值含量最低，為36.61 ng/g。由于采樣城市都集中在華北地區(qū)，所以就地區(qū)而言，沒有明顯差異。

本實(shí)驗(yàn)研究的9 種膳食樣品中，薯類、菜類、谷類、豆類和水果屬于植物性食品，蛋類、乳類、肉類和水產(chǎn)屬于動(dòng)物性食品。實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，植物性食品中SCCPs含量低于動(dòng)物性食品中SCCPs含量，這可能是SCCPs具有生物累積性所致。人們食用動(dòng)物性食品越多，體內(nèi)SCCPs含量可能越多，對(duì)人體危害可能越大。

姜國(guó)等[30]檢測(cè)了上海食用魚體內(nèi)的SCCPs含量，得到食用魚肌肉中SCCPs的含量范圍為36～801 ng/g。王成等[31]檢測(cè)了渤海遼東灣海域的底棲動(dòng)物、浮游動(dòng)物和魚類并分析了其SCCPs含量，結(jié)果顯示，采集的水生動(dòng)物中SCCPs的含量變化范圍為0.66～20.31 μg/g（干質(zhì)量）。Harada等[32]檢測(cè)了中國(guó)、日本和韓國(guó)1993年—2009年間的60 個(gè)膳食樣品，結(jié)果顯示我國(guó)的膳食樣品中2009年的最高濃度達(dá)到了28 ng/g，其含量水平高于日本和韓國(guó)膳食樣品中SCCPs的含量?？偟貋碚f，本研究膳食樣品中SCCPs含量高于世界已報(bào)道的膳食樣品中SCCPs含量。

2.2 膳食樣品中SCCPs的同系物分布模式

圖 2 短鏈氯化石蠟在膳食中的同系物分布Fig. 2 Distribution of SCCP homologues in foodstuffs

圖2為膳食樣品中SCCPs各同系物的色譜峰面積占總SCCPs色譜峰面積的比例。Cl6和Cl7組分是氯分布中相對(duì)豐度較高的組分，分別約占SCCPs總豐度的45.89和36.09；其次是Cl8組分，約占總豐度的18.02；Cl9和Cl10組分在膳食樣品中幾乎沒有。對(duì)于Cl6和Cl7組分而言，豆類中含量最多，水產(chǎn)中含量最少；對(duì)于Cl8組分而言，含量相對(duì)較少。采集的膳食樣品之間，短鏈氯化石蠟的同系物分布基本相似，C10、C11、C12組分占總豐度的比例相對(duì)較高，C13最少。在膳食樣品中，SCCPs同系物組分分布為C12＞C11＞C10＞C13。其中，C12和C11組分相近，分別約占SCCPs總豐度的30.71和29.89；C10組分約占SCCPs總豐度的26.60；而C13組分約占SCCPs總豐度的12.80。

姜國(guó)等[30]檢測(cè)了上海食用魚體內(nèi)的SCCPs含量，發(fā)現(xiàn)食用魚肌肉中SCCPs以C10和C11為主要組成部分。王成等[31]檢測(cè)的水生動(dòng)物中SCCPs以C10和C11為主要組成部分，并且SCCPs的含量隨著食物鏈或食物網(wǎng)中營(yíng)養(yǎng)級(jí)的增高呈增大的趨勢(shì)。而本研究膳食樣品中SCCPs以C10、C11和C12為主要組成部分，與文獻(xiàn)報(bào)道有差異。

2.3 膳食暴露評(píng)估結(jié)果

表 4 膳食暴露評(píng)估結(jié)果Table 4 Assessment of dietary exposure to SCCPs ng/（kg·d mb）

由表4可知，膳食暴露最為嚴(yán)重的地區(qū)出現(xiàn)在邢臺(tái)，達(dá)到了3 795.8 ng/（kg·dmb）。秦皇島地區(qū)次之，暴露量為3 509.5 ng/（kg·dmb）。暴露量最小的地區(qū)為承德，暴露量為1 138.5 ng/（kg·dmb）。邢臺(tái)處于我國(guó)的工業(yè)污染物腹地，秦皇島處于沿海地區(qū)，水環(huán)境可能污染比較嚴(yán)重。呼倫貝爾地區(qū)膳食暴露水平為2 952.6 ng/（kg·dmb），在各個(gè)檢測(cè)地區(qū)中處于相對(duì)較高的水平。呼倫貝爾雖然遠(yuǎn)離我國(guó)的重工業(yè)區(qū)，也不存在明顯的污染源，其嚴(yán)重的膳食污染，可能是由于當(dāng)?shù)鼐暥雀?，氣溫常年偏低，?duì)于SCCPs有較強(qiáng)的蓄積能力，這從側(cè)面也反映了SCCPs較強(qiáng)的遠(yuǎn)距離遷移能力及在高緯度地區(qū)蓄積的遷移規(guī)律。采樣地區(qū)的整體污染平均水平為2 298.5 ng/（kg·dmb）。

圖 3 膳食中短鏈氯化石蠟的來源Fig. 3 Dietary sources of SCCPs

從圖3可以看出，各地SCCPs暴露來源差異比較大。其中谷物是SCCPs的最大來源，所占比例最高，可以達(dá)到73.8（邢臺(tái)）和73.4（內(nèi)蒙古呼倫貝爾），第二大來源為豆類，所占比例最高可以達(dá)到41.5（承德）和39.0（石家莊）。實(shí)驗(yàn)檢測(cè)結(jié)果顯示，動(dòng)物性食品濃度明顯高于植物性食品，而膳食暴露來源中，動(dòng)物性食品所占比例遠(yuǎn)低于植物性食品，這是由于我國(guó)偏重于谷物的膳食結(jié)構(gòu)所致。

Harada等[32]曾檢測(cè)過中、日、韓三國(guó)1993年—2009年間膳食中SCCPs攝入量，結(jié)果顯示在2009年我國(guó)北京人群膳食樣品中SCCPs的平均攝入量為620 ng/（kg·dmb），比1993年增加了約10 倍，比同一時(shí)期日本和韓國(guó)高出1～2 個(gè)數(shù)量級(jí)。本研究膳食樣品中北京人群SCCPs攝入量約為2 350.5 ng/（kg·dmb），比2009年提高近4 倍。

1996年，《國(guó)際化學(xué)品安全方案》給出的SCCPs的每天最大耐受攝入量是100 μg/（kg·dmb）[33-34]。采用SCCPs 100 μg/（kg·dmb）作為毒理參考值，我國(guó)華北地區(qū)人群的膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)在1.1～3.8之間。膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)小于100，即說明膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)尚可接受，膳食中SCCPs的含量對(duì)人體健康尚未構(gòu)成威脅。雖然膳食中的SCCPs總體暴露風(fēng)險(xiǎn)不高，但是應(yīng)該注意到在過去的8 年，我國(guó)人群中膳食污染濃度增速很快，增長(zhǎng)了近4 倍。因此，應(yīng)該注意到SCCPs可能帶來的潛在風(fēng)險(xiǎn)。

3 結(jié) 論

膳食樣品中SCCPs含量變化范圍是2.30～496.49 ng/g（濕質(zhì)量）。在肉類中SCCPs含量最多，為496.49 ng/g；在乳類中SCCPs含量最少，為2.30 ng/g。本研究膳食樣品中SCCPs含量處于世界已報(bào)道的膳食樣品中SCCPs含量變化范圍的中高水平。

采集的膳食樣品之間SCCPs的同系物分布模式相似，均以低氯取代Cl6～Cl7的C10-/C12-SCCPs為主要組成部分，與文獻(xiàn)報(bào)道有差異。

結(jié)合膳食消費(fèi)量數(shù)據(jù)，對(duì)我國(guó)華北地區(qū)人群的SCCPs膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行了評(píng)估，發(fā)現(xiàn)我國(guó)華北地區(qū)人群的膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)在1.1～3.8之間。膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)小于100，即說明膳食暴露風(fēng)險(xiǎn)尚可接受，但這并不意味著人類健康沒有存在風(fēng)險(xiǎn)。在過去的8 年內(nèi)，膳食中SCCPs污染濃度增長(zhǎng)迅速，應(yīng)該注意其可能帶來的潛在風(fēng)險(xiǎn)。

目前，膳食中SCCPs污染狀況的檢測(cè)數(shù)據(jù)較少。因此，測(cè)定膳食中SCCPs的含量并分析其分布模式，能為了解我國(guó)膳食中SCCPs的污染狀況及其對(duì)人體健康的影響，提供數(shù)據(jù)參考。