短链及中链氯化石蜡在上海市松江区农田土壤中的污染渗透及生态风险

张贝贝， 徐晨烨*， 周 泉， 顾春节， 颜徐琛， 刘树仁， 李 方

1.东华大学环境科学与工程学院， 上海 201620

2.浙江大学环境与资源学院， 浙江 杭州 310058

氯化石蜡(chlorinated paraffins，CPs)是一类由直链烷烃化合物经氯原子取代衍生而成的复杂工业混合物，分子通式为CxH2x+2Cly，氯化程度一般在30%～70%(按质量计算)[1]. CPs根据不同碳链长度可分为短链氯化石蜡(SCCPs，C10～C13)、中链氯化石蜡(MCCPs，C14～C17)和长链氯化石蜡(LCCPs，C18～C30)[2]. CPs因具有良好的电绝缘性、阻燃性和价格低廉等优点，被广泛用于金属切削液、增塑剂、阻燃剂、黏合剂以及密封剂等生产中[2-3]. 目前，我国是世界上最重要的氯化石蜡生产和出口大国，2018年国内CPs总生产能力已达208×104t，实际产量为83.5×104t[4]，大规模的生产应用导致CPs在各类环境介质中广泛存在[5-11]. 由于SCCPs具有环境持久性、生物累积性、长距离迁移性，表现出三致效应及内分泌干扰效应[12-13]，目前已被联合国环境规划署列入《关于持久性有机污染物(POPs)的斯德哥尔摩公约》受控清单中[14]. 随着SCCPs被逐步禁用，由于MCCPs与SCCPs理化性质相似，目前MCCPs被广泛作为SCCPs的替代品，尽管目前没有数据显示MCCPs具有致癌性，但其环境行为和毒理效应也不容忽视[15-16].

土壤是CPs重要的“蓄积库”和“二次污染源”[17]，工业生产活动的释放是SCCPs和MCCPs的主要来源. 三级逸度模型计算发现，MCCPs进入空气、水和土壤后分别有99.6%、55.5%和99.7%的MCCPs被分配到土壤中[18]. 浙江省台州市电子垃圾拆解区表层土壤中SCCPs含量在47.95～1 298 ng/g之间，污染水平呈由拆解区中心向四周扩散的趋势[19]. 广东省东莞市工业区土壤中SCCPs及MCCPs的含量范围分别为6.75～993和23.9～2 427 ng/g，MCCPs浓度显著高于SCCPs，MCCPs已成为CPs商业品生产使用的主要组成[20]. 此外，污灌区[11]、农田[21]及背景土壤[22]也检出了氯化石蜡. 北京市通州污灌区农田表层土壤中SCCPs含量为305～1 450 ng/g，污水处理厂废水排放是其重要来源[11]. 关于我国31个省份农业土壤的研究发现，SCCPs和MCCPs的含量分别为39～1 609 和127～1 969 ng/g[21]. 云南省远郊土壤中SCCPs和MCCPs的含量分别为79～948和20～1 206 ng/g，初步认为没有明显的生态风险[22]. 上海市不同功能区土壤中检测的SCCPs和MCCPs含量分别为ND～615 和1.95～188 ng/g，多数土壤中SCCPs浓度均高于MCCPs，污泥的施用和绿地的废水灌溉是该地区CPs污染的主要来源[9].

已有研究报道了土壤中氯化石蜡在各类土壤中的污染水平，但相比于水体和大气，土壤中CPs (尤其是MCCPs)的调查数据仍较为缺乏. 此外，大部分土壤研究仅采集了表层土壤，仅有3项研究关注到CPs在土壤中的积累和渗透行为[11,21,23]. Zeng等[11]对某一废水灌溉土壤研究发现，耕作层以下的SCCPs浓度随土壤深度呈指数削减趋势，且与土壤总有机碳(total organic carbon，TOC)含量成正比. 而Muhammad等[21]对我国农田土壤CPs垂直分布的研究表明，MCCPs浓度随土壤深度呈显著削减趋势，但SCCPs分布相对均匀. 低氯化(Cl5～7)和短碳链(C10～13)基团更容易垂直向深层土壤迁移. Huang等[23]研究也发现，低氯代(Cl5～6)SCCPs比高氯代(Cl9～10)SCCPs更易向土壤深处扩散. 为进一步探明SCCPs及MCCPs在土壤中的渗透行为，该研究采集上海市松江农业区表层土样及不同深度(0～15、15～30、30～45 cm)土柱，深入研究SCCPs和MCCPs的浓度水平和垂直分布特征，以期为评估SCCPs和MCCPs的生态风险提供全面的理论依据.

1 材料与方法

1.1 样品采集

上海市松江区作为第二批国家农业绿色发展先行区，较上海市其他地区农田覆盖率高，且该区域土壤分为水稻土和旱地潮土，以农户家庭为主体的生产单位也逐渐规模化、专业化，农业发展势头正猛. 采样点选取远离城区的松江农业集中区，通过研究该区域农田土壤污染，为当地农业绿色可持续发展提供借鉴.

该研究于2019年12月在松江农业区(121°05′60″E ～121°08′25″E、31°01′20″N ～31°03′41″N)采集60个土壤样品，包括15个表层土壤样品(见图1)和45个土柱样品. 土柱分为上层土壤(0～15 cm)、中层土壤(15～30 cm)和深层土壤(30～45 cm). 采样前先除去地表砾石及动植物残体，依据梅花采样法在每个采样点周围采集5份等量子样，并混合成一个样品. 采集的样品转移到实验室，在室温下干燥，磨碎过100目(150 μm)筛后保存在棕色玻璃瓶中，低温、避光保存.

1.2 试剂与材料

试验所用正己烷、二氯甲烷、环己烷、壬烷均为色谱纯(百灵威科技有限公司). 硅胶(200目，约75 μm)、弗罗里硅土(60～100目，约150～250 μm)、碱性氧化铝(80～160目，约95～175 μm)、铜粉、浓硫酸和无水硫酸钠均为分析纯(国药化学试剂公司). 无水硫酸钠和碱性氧化铝在使用前分别在马弗炉450和250 ℃下烘干4和10 h，硅胶和弗罗里硅土分别在马弗炉180和500 ℃下预先活化10 h. 将100 g硅胶和42.9 g浓硫酸充分混匀制得30%的酸性硅胶，置于干燥器中保存过夜平衡后使用.

回收率指示物：13C10-反式氯丹(100 ng/μL，溶于壬烷，纯度99%，Cambridge Isotope Laboratories，美国)用壬烷配制成20 ng/mL，低温冷藏保存. SCCPs混标：氯含量分别为51.5%、55.5%和63.0%的3种混合物标样(100 ng/μL，溶于环己烷，Labor Dr. Ehrenstorfer，德国)，按1∶1体积再混合配制成含氯量为53.5%和59.2%的混标(具体配制方法见表1). MCCPs混标：氯含量分别为42.0%、52.0%和57.0%的3种混合物标样(100 ng/μL，溶于环己烷，Labor Dr. Ehrenstorfer，德国)，按1∶1体积再混合配制成含氯量为47.0%和54.5%的混标(具体配制方法见表1)，置于棕色瓶内，4 ℃保存.

表1 不同含氯量SCCPs和MCCPs标准溶液配制

1.3 样品前处理

准确称取20 g土样，依次加入5 g无水硫酸钠、2 g 活性铜粉研磨均匀，加入1 ng13C10-反式氯丹作为回收率内标，均匀混合后转移到纤维滤棉筒中，置于250 mL玻璃瓶内，加入100 mL正己烷/二氯甲烷(体积比为1∶1)混合溶液后常温、常压超声萃取10 min，重复3次. 萃取结束后，将萃取液旋蒸浓缩至1～2 mL，再通过复合硅胶柱进一步净化. 复合硅胶柱由下到上依次为2 g无水硫酸钠、5 g氧化铝、3 g活化弗罗里硅土、2 g活化硅胶、5 g酸性硅胶和2 g无水硫酸钠. 用50 mL正己烷预淋洗层析柱，样品上柱后，依次用100 mL二氯甲烷/正己烷(体积比为1∶1)和60 mL二氯甲烷/正己烷(体积比为2∶1)混合液洗脱目标物，收集洗脱液. 将洗脱液旋蒸至约1 mL后氮吹浓缩至近干，用环己烷定容至100 μL，待上机分析[21].

1.4 仪器分析

目标物用气相色谱(7890A型, Agilent，USA)联用低分辨率质谱(LRMS)结合负化学电离源(ECNI)进行分析，进样口温度为275 ℃，DB-5MS (柱长15 m、内径 0.25 mm、膜厚0.1 μm)毛细管柱，进样量1 μL，不分流进样. 程序升温条件：初始温度100 ℃保持1 min；以30 ℃/min升至160℃，保持5 min；最后以30 ℃/min升至310℃，保持2 min. 高纯氦气(纯度>99.99%)作为载气，恒流模式，流速为1.0 mL/min. 选择性离子监测(SIM)模式监测SCCPs和MCCPs丰度最高和次高的碎片离子[M-Cl]-进行定性[24-25]. 根据CPs标样中氯含量计算值(在ECNI-MS模式下测得CPs混标的氯含量)和总响应因子的线性关系来进行定量分析[26]，得到SCCPs和MCCPs的监测离子和标准曲线(见表2和图2). 为了消除多5个碳原子、少2个氯原子同源基团的干扰，将SCCPs (C10～13Cl5～10)和MCCPs (C14～17Cl5～10)的48个扫描离子分为四组，分别为C10与C15、C11与C16、C12与C17以及C13与C14. 每个样品分别完成4次进样.

图2 SCCPs和MCCPs总响应因子与氯含量计算值的线性关系

表2 在ECNI模式下SCCPs和MCCPs同源群以及2个最丰富的[M-Cl]-同位素碎片离子的m/z值

总有机碳的测定：称取约100 mg土壤样品放入经预处理的陶瓷燃烧舟中，加入10%HCl去除无机碳后通过固体TOC分析仪(Jean TOC/TN Multi N/C 3100-HT 1300，德国)分析总有机碳的含量.

1.5 质量控制/质量保证

该研究对整个分析过程进行严格控制，试验用到的玻璃和仪器均预先依次用甲醇、二氯甲烷和正己烷进行润洗，润洗过后的玻璃容器在400 ℃下过夜. 野外采集样品阶段增加空白对照，其采样操作与实际样品过程相同，保证在相同条件下进行提取及分析. 此外，每处理7个样品添加一个试验空白，流程空白样中未检出待测物质.13C10-反式氯丹的回收率为78%～123%，SCCPs和MCCPs同系物组的检测限分别为0.05～0.32和0.20～0.45 ng/g(以干质量计，下同). 随机选取4个样品进行平行分析，相对标准偏差小于12%.

1.6 风险评价

农业区土壤中SCCPs及MCCPs的生态风险可以用风险商(RQ)[27]进行评估. 结果采用Zhang等[28]的风险等级划分，当0.011时，为高风险. RQ的计算公式：

RQ=MEC/PNEC

(1)

式中：MEC表示环境实测含量，μg/g；PNEC表示预测无效应含量，μg/g.

人体通过土壤摄取和皮肤吸收这两种暴露途径从农业区土壤中富集的SCCPs及MCCPs的每日暴露值通过式(2)(3)进行计算[29-30].

Eing=Csoil×Ring×Et/BW

(2)

Ederm=Csoil×SA×AF×ABS×Et/BW

(3)

式中：Eing为摄取暴露值，μg/(kg·d)；Ederm为皮肤吸收暴露值，μg/(kg·d)；其余参数定义及取值如表3所示.

表3 人体暴露模型中参数的定义、单位及取值

1.7 统计分析

数据分析使用IBM SPSS statistics 22.0以及OriginPro 2019 软件完成. 运用IBM SPSS statistics 22.0软件的单因素方差分析(one way ANOVA)解析SCCPs和MCCPs不同组分沿土柱的变化，Pearson相关性分析及主成分分析(PCA)对SCCPs和MCCPs进行来源解析.

2 结果与讨论

2.1 农田土壤中SCCPs和MCCPs的污染水平

SCCPs和MCCPs在各采样点均100%检出，二者含量以干重计(见表4). 由表4可见，表层土壤中SCCPs和MCCPs的含量范围分别为52.58～237.56 ng/g(平均值为99.82 ng/g)和417.21～1 690.82 ng/g(平均值为810.37 ng/g)，二者对应的氯含量范围分别为58.98%～63.85%和51.23%～56.50%. 不同采样点污染水平存在差异，可能与农田所处地理位置有关. 采样点距道路近、车流量较大，CPs产品可能在运输过程进入环境中；此外，CPs作为卡车轮胎的阻燃剂被广泛使用，橡胶轮胎磨损释放的颗粒物吸附在灰尘中导致道路旁边土壤CPs积累水平较高[23]. CPs含量最高点出现在S6采样点，SCCPs和MCCPs含量分别为237.56和 1 690.82 ng/g，该点距高速和县道较近，车流量较大，卡车轮胎与道路摩擦产生的粉尘可能是农田土壤CPs的一个重要来源；另外S6采样点位于污水管道排口附近，周边污水排放、道路扬尘积累和卡车轮胎磨损释放是该点CPs浓度水平较高的原因. 而CPs含量最低值出现在S1采样点，SCCPs和MCCPs含量分别为55.57和417.21 ng/g，可能与该点距离道路较远，且周边没有直接污染来源有关. 与已有研究结果相比，松江农业区SCCPs浓度低于电子垃圾拆解区(30.40～530 ng/g)[34]、农田污灌区(159～1 450 ng/g)[11]和CPs生产区(1 018～554 000 ng/g)[35]；松江农业区MCCPs浓度水平低于CPs生产厂区(2 028～2 075 ng/g)[35]和电子垃圾拆解区(507～4 400 000 ng/g)[36]，高于上海市公园、绿地及校园土壤(1.95～188 ng/g)[9]以及瑞士1989—2014年跨时间存档土壤(5.10～160 ng/g)[37]，属于中等污染水平.

表4 上海市松江农业区表层土壤中SCCPs和MCCPs的含量

值得注意的是，该研究中MCCPs含量明显高于SCCPs，这与MCCPs工业品使用量剧增有关. 中国商用CPs产品的分类基于氯含量而不是碳链长度，一些常用的CPs产品(如CP42、CP52和CP70)都含有SCCPs和MCCPs[38]. MCCPs与SCCPs的含量比值(M/S)在一定程度上可以反映CPs产品的组成变化[39-40]. 该研究采集的土壤样品M/S值范围为3.2～18.7，平均值为9.2(见图3)，说明MCCPs含量较高，与近年来中国更多地使用MCCPs而不是SCCPs的结论[10,41-42]一致.

图3 上海市松江区不同采样点表层土壤中SCCPs和MCCPs含量及M/S值

SCCPs碳同系物组中占比最高的为C10Cl5～10，占SCCPs总量的33.7%，其次依次为C13Cl5～10(27.3%)、C11Cl5～10(22.3%)和C12Cl5～10(16.7%)〔见图4(a)〕. MCCPs碳同系物组中占比最高的为C14Cl5～10，占MCCPs总量的50.9%，C15Cl5～10(20.7%)、C16Cl5～10(13.5%)和C17Cl5～10(14.8%)占比大致相同〔见图4(c)〕. 与江苏省洋口化工园区土壤中CPs碳同系物相对丰度占比模式接近，呈C10>C13>C11>C12及C14>C15>C16>C17的特征[43]. 但不同于东莞市某工业区及周边土壤中SCCPs碳同系物的占比趋势，该区域土壤中C13Cl5～10占比最高[20]. 笔者研究的农田土壤中CPs碳同系物分布模式与长三角地区相似，但与东莞市差异较大，可能与区域工业品原料配方、生产方式、运输使用方式等有关. 此外，地理环境及气候差异造成的不同区域迁移沉降模式也可能影响其同系物分布特征.

SCCPs的氯同系物组中，C10～13Cl7(相对丰度为27.8%)、C10～13Cl6(相对丰度为19.3%)和C10～13Cl5(相对丰度为17.8%)是主要贡献者. 高度氯化(C10～13Cl9～10)的氯同系物仅占SCCPs总量的19.1%〔见图4(b)〕. 与SCCPs类似，C14～17Cl7(相对丰度为26.2%)、C14～17Cl6(相对丰度为22.6%)在MCCPs的氯同系物中占比最大，高氯化(C14～17Cl9～10)的同系物仅占MCCPs总量的10.3%〔见图4(d)〕. CPs的氯同系物分布模式与中国农业表层土壤和云南省土壤样本中的同系物分布模式相同，即低氯化同系物是CPs的主要同系物组[21-22].

注： 误差条代表标准偏差.

2.2 SCCPs和MCCPs的垂直分布特征

为进一步探索SCCPs及MCCPs在土壤中的垂直特征，对不同深度土柱样品中CPs含量及同系物分布进行分析，发现CPs的理化性质可能会影响其垂直分布. 单因素方差分析发现，SCCPs碳同系物含量沿土柱深度分布均匀，变化不显著(F=1.63，P>0.05)，SCCPs同系物(C10～13Cl5～10)在上层、中层和深层土柱的占比分别为48.1%、28.2%和23.8%〔见图5(a)〕. 最小显著性差异分析进一步发现，SCCPs在0～15与15～30 cm(P=0.12)以及15～30与30～45 cm(P=0.29)土柱层之间没有显著差异. 然而，MCCPs碳同系物含量沿土柱深度呈指数递减，且变化显著(F=9.89，P<0.01)，其同系物(C14～17Cl5～10)在上层、中层和深层土柱的占比分别为60.5%、25.4%和14.1%〔见图5(b)〕. 最小显著性差异分析发现，MCCPs在0～15与15～30 cm以及15～30与30～45 cm 土柱之间差异显著(P分别为0.001和0.003). 综上，MCCPs碳同系物含量沿土柱深度的变化趋势较SCCPs显著，且各土柱层之间含量差距较大，表明相对较短的碳同类基团(C10～13Cl5～10)的渗透能力较强，更易迁移到土壤深处；中链同类基团(C14～17Cl5～10)由于其较低的水溶性和较高的辛醇-水分配系数(KOW)，在土壤柱的渗透潜力受到更大的限制，与在北京市[11]、广州市和成都市[23]的土壤柱研究结果一致.

图5 SCCPs和MCCPs含量在农田土柱中的垂直分布情况

2.3 SCCPs、MCCPs与TOC的相关性分析及来源解析

土壤有机质是CPs分布的重要影响因素[44-46]. 该研究中土壤样品的TOC含量范围为11.2～38.6 g/kg，平均值为22.5 g/kg. TOC含量与CPs含量的Pearson相关性分析结果表明，SCCPs含量与TOC含量(R=-0.25，P>0.05)以及MCCPs含量与TOC含量(R=-0.005，P>0.05)之间不存在显著相关性，即TOC含量不是决定SCCPs在土壤中累积量的唯一因素，可能是CPs在土壤中的吸附挥发尚未达到平衡状态[11]. 此外，不同的耕作灌溉方式、气候差异均会影响CPs的环境行为，从而导致TOC含量与CPs浓度的相关性不强.

应用主成分分析对潜在污染来源进行示踪，对土壤表层样品中CPs的8种碳同系物含量进行因子分析〔见图6(a)〕，取特征值大于1，并提取前2个成分. 第一主成分(PC1)和第二主成分(PC2)解释了80.8%的变量，且所有的碳同系物被明显分为2个组分. C10-SCCPs、C11-SCCPs、C12-SCCPs、C13-SCCPs和C14-MCCPs在主成分1(PC1)上有较高的正载荷，累计方差贡献率为46.9%，表明SCCPs的4种碳同系物与C14-MCCPs来源相似. C15-MCCPs、C16-MCCPs和C17-MCCPs在主成分2(PC2)上有较高的正载荷，累计方差贡献率为33.9%，表明MCCPs的3种碳同系物来源相似. 根据主成分的因子载荷分布可以看出，SCCPs和MCCPs分布具有重叠性，即SCCPs和MCCPs部分来源相似但总体存在分布差异. 相关研究[39]表明，中国广泛使用的商业CPs混合物(CP-42、CP-52和CP-70)中SCCPs和MCCPs的含量不同. 因此，周边地区生产和使用不同的商业CPs产品，释放到环境中的CPs同系物分布模式也不同，可能造成SCCPs和MCCPs的来源不同.

SCCPs和MCCPs的24个单体同系物含量的主成分分析结果见图6(b)(c). SCCPs各单体提取占总方差69.4%的前两个变量作为第一主成分(PC1)和第二主成分(PC2)，其中C10～13Cl5～7等单体在PC1上有较高的负载量，解释了总方差的51.3%，表明这些单体同系物来源相似. MCCPs各单体提取占总方差66.8%的前两个变量作为第一主成分(PC1)和第二主成分(PC2)，C14～17Cl6～8等单体在PC1上有较高的负载量，解释了总方差的42.0%. 综上，整体范围内SCCPs和MCCPs各单体分布较为分散，不同碳链长度的单体同系物分布具有相似性，即SCCPs和MCCPs的低氯代同系物对主成分的贡献率较高，可能是SCCPs和MCCPs的低氯化组分较高、氯化组分基团轻，更易向气相转移导致其整体分布模式相似. 此外，基团的理化性质、土壤特性、环境条件都有可能影响CPs的环境行为，导致不同氯同系物对应的主成分贡献率不同.

图6 农业区土壤中CPs碳同系物和氯同系物的因子载荷图

2.4 SCCPs及MCCPs的风险评价

该研究采用风险商值法对土壤中SCCPs和MCCPs污染物进行生态风险评价[47]. SCCPs和MCCPs对土壤生物的预测无效应含量(PNEC)分别为5.28 μg/g[48]和28 μg/g[15]. 根据土壤中SCCPs和MCCPs的含量和毒性数据进行初步风险评估，结果表明，SCCPs和MCCPs在土壤的RQ值范围分别为0.01～0.05和0.01～0.06，均处于低风险等级(0.01～0.1)，因此二者当前浓度不会对土壤生物构成重大威胁.

人体暴露于土壤SCCPs和MCCPs的途径主要有两种——土壤摄入和皮肤接触. 暴露人群通常选取儿童和成人2个群体. 人类通过非饮食暴露途径从其他来源摄入少量土壤，包括摄入从上呼吸道区域清除的吸入颗粒. 此外，小孩可能会在儿童时期作为正常行为或因异食癖而直接摄入土壤[31]. 根据人体暴露模型对儿童和成人的口径摄入和皮肤吸收暴露计算发现，不同农业采样区域儿童的土壤摄入量及皮肤暴露值均高于成人(见表5). 一方面，与儿童有较高的口径摄入速率以及较轻的体重有关；另一方面，儿童处于生长发育阶段，身体各项机能不够健全，皮肤较为娇嫩，从而更易吸收外来渗透物. 综上，儿童和成人人体暴露值均低于TDI〔10 μg/(kg·d)〕[49]，说明该农业区非饮食暴露导致的健康风险较低.

表5 农业区土壤中CPs的人体暴露评估

3 结论与展望

a) 对上海市松江农业区表层土样及不同深度土柱样品调研表明，SCCPs(含量为52.58～237.56 ng/g)和MCCPs (含量为417.21～1 690.82 ng/g)在所有农田土壤中普遍存在. 碳同系物以C10-SCCPs和C14-MCCPs 为主，氯同系物以低氯取代的SCCPs (Cl5～Cl7)和MCCPs (Cl6～Cl7)为主.

b) 垂直分布特征显示，SCCPs含量沿土柱深度变化不显著(P>0.05)，MCCPs含量沿土柱深度变化显著(P<0.01)，较低氯(Cl5～7)和较短碳链(C10～13)的同源基团比高氯(Cl8～10)和较长碳链(C14～17)同源基团具有更强的渗透潜力.

c) 相关性分析发现，SCCPs、MCCPs含量与TOC含量之间均不存在显著相关性(P>0.05). 主成分分析结果表明，SCCPs和MCCPs来源不同，SCCPs和MCCPs各单体同系物对主成分贡献率有所不同，但低氯化同系物对主成分的贡献率相对较高，可能与环境条件、人类活动及周边地区生产使用不同种类的CPs产品等多种因素有关.

d) 风险评价表明，该农业区土壤中CPs含量未对土壤生物及人体健康构成明显风险，生物风险商值和人体暴露值均较低. 随着近些年大量工业CPs的生产、使用、储存，非工业区域的环境污染及健康风险值得进一步关注.

e) 该研究中仅针对CPs在农田土壤中的污染渗透和生态风险进行分析，且研究区域有限. 今后还需扩大研究范围，进一步探究CPs在水、大气、底泥等环境介质中的浓度水平、同系物组成特征及潜在的生态风险，采用更为有效的方法分析污染来源、评估健康风险，为CPs的环境污染控制、治理提供更为全面的科学依据.