2024, Vol. 16 
2. 东华大学，环境科学与工程学院，上海 201620
2. College of Environmental Science and Engineering, Donghua University, Shanghai 201620, China
有机硅氧烷是一类人工合成的高分子聚合物，其低聚物大多为挥发性甲基硅氧烷(VMSs)。其中，以八甲基环四硅氧烷(D4)、十甲基环五硅氧烷(D5)和十二甲基环六硅氧烷(D6)为主的环状挥发性甲基硅氧烷(cVMSs)具有表面张力低、热稳定性高、润滑性好等独特性质，已被广泛应用于化妆品、个人护理品、电子产品等[1-3]。然而，cVMSs是一类具有持久性、生物毒性、潜在生物蓄积性和内分泌干扰性等特点的新兴环境激素物质[2-10]。欧盟委员会已将D4归入持久性、生物累积性和毒性(PBT)物质，将D5归入高持久性、高生物累积物质(vPvB)，而D6则为高度关注物质之一。
大量cVMSs会随着生活污水排入污水处理厂，据估计，每年有200~700 t cVMSs被排入废水中[8]，若处理出水仍含有cVMSs，可能会产生潜在生态危害风险[10-15]。污水处理厂对于控制、阻断cVMSs进入环境介质发挥了重要作用。因此，有必要对污水处理厂污水中cVMSs浓度开展研究。
由于其理化性质和无处不在的背景干扰，使得检测cVMSs比较困难，我国目前仍缺少环境介质中cVMSs的标准分析检测方法。室内外空气、溶剂、瓶盖和实验室技术人员使用的个人护理产品都是样品制备及前处理过程中常见的cVMSs干扰源[1, 3, 16-17]，硅胶隔垫及硅氧烷基色谱柱也已被确认为仪器分析过程中cVMSs干扰的主要来源[1, 18]。国内已有的分析方法普遍存在检出限高、干扰因素多、测定误差大等缺陷，难以满足环境和生物介质中痕量cVMSs的测定需求[19-20]。此外，针对环境介质中cVMSs测定影响因素识别及程度分析方面的研究还鲜有报道，检测数据结果存在较大的不确定性[15, 21-23]，无法为我国相关管理部门对其有效管控提供技术支撑。
基于此，现通过系统考察背景干扰因素(包括进样隔垫和进样瓶内衬管)对cVMSs检测结果的影响过程，优化样品保存等前处理方法，建立水体中微量D4、D5和D6检测分析方法。并将其应用于实际生活污水中此类物质的检测，以期为环境介质中D4、D5和D6等cVMSs的赋存和迁移归趋等研究和监管提供方法支持。
1 实验部分 1.1 仪器与试剂仪器：TQ-GC气相色谱三重四极杆质谱仪(Xevo TQ-GC MS system，美国Waters公司)；LS-X水平摇床(瑞士KUHNER公司)；5452小型离心机(德国艾本德公司)；Merlin微量密封垫(5181-8815, 美国安捷伦公司)；DB-FFAP石英毛细管色谱柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm，美国Waters公司)；低密度聚乙烯(LDPE)膜(356 mm×381 mm，上海阿拉丁生化科技股份有限公司)。
试剂：D4、D5、13C-D4、13C-D5和13C-D6标准品(纯度≥98%，美国Moravek公司)；D6标准品(纯度＞97%，美国Sigma-Aldrich公司)；正己烷(农残级，美国霍尼韦尔公司)；乙腈(HPLC级，德国默克公司)。
1.2 背景干扰确认和方法优化针对进样隔垫和进样瓶内衬管对cVMSs检测所存在的潜在干扰进行分析，避免含硅制品等背景因素对检测结果造成干扰影响。分别测定溶剂空白、过程空白和采样空白，分析仪器和溶剂背景浓度，以及样品处理、运输和现场采样等过程对cVMSs检测的影响。
1.3 污水样品采集与分析 1.3.1 样品采集污水样品采集于上海市某生活污水处理厂，采集时间为2023年7—8月，分别采集进水和出水共84个样品，每个样品采样体积为2 L，水样采集于装有LDPE膜的采样瓶中，然后添加100 mL乙腈和15 mL正己烷内标工作溶液，使用特氟龙胶带密封，储存于4 ℃以下冷藏箱中运回实验室。
1.3.2 样品分析采用液液萃取法提取水样中的cVMSs，步骤如下：将水样置于水平摇床，在250 r/min转速下震荡20 min。使用进样针收集上层萃取液于离心管中，以4 000 r/min转速离心5 min，移取150 μL上层清液。加入50 μL质量浓度为400 μg/L的13C-D5溶液作为进样内标，立即采用配有特氟龙面丁基橡胶隔膜的铝盖密封，然后进样检测。
1.3.3 色谱及质谱条件色谱条件：进样口温度为200 ℃，载气为高纯氦气(≥99.999%)，柱流量为1.0 mL/min，分流进样体积为1 μL。采用程序升温模式，先在40 ℃下保持3 min，再以30 ℃/min的速率升至150 ℃，保持0.5 min后，再以30 ℃/min的速率升至240 ℃。
质谱条件：电子轰击(EI)源温度为250 ℃，传输线温度为260 ℃，选择离子模式(SIM)检测，采用同位素稀释法定量分析。D4、D5和D6及其对应同位素标样的定量和定性离子见表 1。
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表 1 D4、D5和D6及其对应同位素标样的定量和定性离子 |
由于cVMSs被广泛应用于实验室装备及个人护理品中，因此对cVMSs定量检测分析会产生极大的背景干扰，其中传统硅胶隔垫和气相色谱柱固定相已被证实是干扰cVMSs仪器分析的主要来源[1, 18, 24]。因此，本研究对比分析了传统硅胶隔垫与Merlin微量密封垫(氟碳橡胶)对D4、D5、D6测定的影响，结果见图 1。
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图 1 传统硅胶隔垫和Merlin微量密封垫对D4、D5、D6测定的影响 |
由图 1可见，当进样口温度为200 ℃时，采用传统硅胶隔垫对D4、D5、D6检测结果的干扰影响显著高于Merlin微量密封垫，这可能是因为硅胶隔垫在高温条件下会释放cVMSs，从而对仪器检测分析产生干扰影响。基于此，本研究后续实验均采用Merlin微量密封垫以降低进样隔垫对cVMSs检测的干扰。
2.1.2 进样瓶内衬管的影响除进样隔垫外，进样瓶内衬管同样也可能是cVMSs仪器检测分析的干扰来源。本研究对比考察了未清洗、正己烷清洗3次和马弗炉烘烤(500 ℃，8 h)3种预处理方式对D4、D5、D6测定的影响，结果见图 2。由图 2可见，未清洗的和采用正己烷清洗的进样瓶衬管对样品中D4、D5和D6检测结果的干扰影响明显高于采用马弗炉烘烤的预处理方式。实验结果表明，进样瓶内衬管会产生干扰，可能是由于其玻璃材料中含有硅，所以无法用预清洗去除。经马弗炉烘烤后可较大幅度地减少干扰，使干扰在可控范围内。
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图 2 进样瓶内衬管不同预处理方式对D4、D5、D6测定的影响 |
本研究分别设置过程空白、溶剂空白及采样空白，进一步分析D4、D5、D6在样品预处理和检测过程中的干扰水平，结果见图 3。由图 3可见，所有空白样品中均检出D4、D5、D6。其中，采样空白(n=10)中D4、D5和D6谱图峰面积约为过程空白(n=10)的1.57~2.52倍，同时是溶剂空白的9.36~37.66倍，表明过程空白和采样空白中cVMSs的干扰水平均远高于溶剂空白。这可能是因为样品前处理过程在环境空气中暴露次数增加所造成的，同时实验室测试人员和采样人员所使用的个人护理品中含有cVMSs，以及采样过程中污水处理厂气溶胶中含有cVMSs，都可能是导致过程空白和采样空白中cVMSs干扰的潜在原因。需要注意的是，cVMSs在溶剂空白中仍有检出，这可能是因为进样针穿透进样瓶上的硅橡胶/聚四氟乙烯隔膜所造成的干扰影响[25]。另一方面可能是由于暴露于实验环境空气中的农残级正己烷溶剂可能吸收微量cVMSs[3]。
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图 3 过程空白、溶剂空白和采样空白中D4、D5、D6的干扰水平 |
由于D4、D5和D6均具有挥发性，在水中溶解度较低[3]，为确保后续对其准确定量检测分析，在样品采集和预处理过程中应采取相应措施，尽可能避免cVMSs挥发损失。本研究分别考察了3种不同保存方法对样品中13C-D4和13C-D5挥发性的影响，结果见图 4。
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图 4 不同保存方法对样品中13C-D4和13C-D5挥发性的影响 |
由图 4可见，在水样中同时添加正己烷和LDPE膜后，13C-D4和13C-D5萃取回收率比单独添加正己烷时分别提高42.7%和20.7%，比单独添加LDPE膜分别提高16%和11.5%。考虑到cVMSs具有较高的挥发性和疏水性的特点，本研究在样品采集时直接添加正己烷，这样不仅可防止cVMSs在样品运输过程中挥发，同时又可作为萃取溶剂，样品运回实验室后即可直接进行前处理，进而减少由于开盖所造成的cVMSs挥发损失。此外，LDPE膜的添加一方面可作为cVMSs吸附剂，抑制cVMSs挥发进入样品瓶顶部空间；另一方面可作为气-水界面的蒸汽屏障，减少样品与空气直接接触，进而减少cVMSs挥发[26]。
2.3 方法性能评价 2.3.1 线性范围、相关系数和方法检出限采用正己烷分别配制0.1~500 μg/L的D4、D5和D6混合标准溶液，13C-D4、13C-D5和13C-D6添加质量浓度分别为50，100和100 μg/L。方法检出限参考《环境监测分析方法标准制定技术指导》(HJ 169—2020)[27]中规定的方法进行评估。通过计算多次实验室空白的标准偏差得到方法检出限(MDL)。取7份相同的实验室空白样品进行完整前处理，用气相色谱-质谱(GC-MS)平行测定，计算7次测定结果的标准偏差(S)。根据公式：MDL=t(0.99，n-1)×S，其中，t为自由度为n-1，置信度为99%时的t分布(单侧)。经计算，D4、D5、D6的线性范围、相关系数(r)、相对标准偏差(RSD)和方法检出限(MDL)见表 2。
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表 2 D4、D5、D6的线性范围、r、RSD和MDL |
在空白水样中分别添加质量浓度为5和0.5 μg/L的D4、D5和D6，采用本研究所建立的分析方法测定其准确度和精密度，结果见表 3。
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表 3 D4、D5和D6的准确度和精密度(n=6) |
由表 3可见，当D4、D5和D6加标量为5 μg/L时，回收率分别为92.2%，99.3%和110.6%，RSD分别为4.5%，6.5%和8.2%。而当D4、D5和D6加标量为0.5 μg/L时，回收率分别为75.1%，80.3%和91.2%，RSD分别为5.3%，4.7%和6.4%。表明本研究所建立的预处理方法和分析方法对污水中D4、D5和D6的检测效果较好。
2.4 实际样品分析为了验证本研究所建立的分析方法对实际污水中D4、D5和D6的检测适用性和效果，分别测定上海市某生活污水处理厂实际生活污水样品中D4、D5和D6的质量浓度。结果表明，在进水中未检出D4，而D5和D6检出质量浓度范围分别为14.57~3 917 ng/L(平均质量浓度为1 071 ng/L)和5.26~1 802 ng/L(平均质量浓度为524 ng/L)，而在所有出水样品中均未检出D4、D5和D6。分析可知，生活污水中存在较高质量浓度的D5，其平均质量浓度约为D6的2倍。这可能是因为D5作为个人护理品和日用品的主要成分，在日常生活中被广泛使用，可通过洗涤等方式进入生活污水中被排入污水处理厂[10-11, 15]。相比之下，D4的蒸气压比D5和D6更高，因此更易挥发，从水中迁移至空气中，这可能是其在进水中未被检出的重要原因[24, 28-29]。国内外污水处理厂进水和出水中D4、D5和D6检出水平比对见表 4。由表 4可见，本研究所测定的进水中cVMSs质量浓度水平远低于英国[30]和加拿大[3]，略低于北京[8]，与大连[11, 15]质量浓度水平相当。
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表 4 国内外污水处理厂进水和出水中D4、D5和D6检出水平比对① |
(1) cVMSs在监测过程中极易受到背景干扰从而影响数据的准确性。通过对背景干扰因素分析和确认，发现进样隔垫和进样瓶内衬管对污水中D4、D5和D6检测结果具有重要影响。确定采用Merlin微量密封垫，进样瓶内衬管经马弗炉500 ℃烘烤8 h这2项预处理措施。
(2) 针对污水样品前处理过程进行优化，在污水样品采集时即加入正己烷和LDPE膜对样品进行保存，可显著提高污水中D4、D5和D6的萃取回收率。
(3) 经背景干扰因素和样品前处理方法优化后，方法检出限为1.43~3.14 ng/L。通过对实际生活污水进行检测分析发现，上海市某生活污水厂进水中未检出D4，而D5和D6平均质量浓度分别为1 071和524 ng/L，在出水中未检出D4，D5和D6。
(4) 本研究所建立的污水中D4、D5和D6分析方法检测效果良好(r＞0.99)。采样操作中将样品萃取和样品浓缩合为一步，简化了分析步骤，避免了常规提取浓缩方法对cVMSs的干扰影响，可为水环境中cVMSs的检测分析和风险评估提供方法基础。
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