膳食中短鏈氯化石蠟的污染狀況及風險暴露評估

陳慧玲，申金山，王雪光，楊立新*

（1.河北師范大學化學與材料科學學院化學實驗教學中心，河北 石家莊 050024；2.河北省疾病預防控制中心，河北 石家莊 050021）

氯化石蠟（chlorinated paraffins，CPs）是石蠟烴的氯化衍生物，在工業上用作增塑劑、阻燃劑、潤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 個碳原子）、中鏈氯化石蠟（middle chain chlorinated paraffins，MCCPs）（14～17 個碳原子）和長鏈氯化石蠟（long chain chlorinated paraffins，LCCPs）（18～30 個碳原子）3 類。CPs的氯化程度通常為30～70（質量分數）[5]。目前，我國是世界上最大的CPs生產國。截止2015年，我國CPs總產能達到160萬 t，氯化石蠟產品中SCCPs的含量在6以上[6-7]。SCCPs具有較強的生物蓄積性、持久性、遠距離遷移性和毒性[8-12]，長期接觸可能致癌[13-14]，所以其受到廣泛的關注。近年來，加拿大、美國、日本、歐盟等國家已禁止生產和限制使用SCCPs[15-16]，并提交了多份風險評估報告[2,17-18]。2008年，《斯德哥爾摩公約》將SCCPs列入持久性有機污染物（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審查委員會第12次會議上，委員會審議通過了SCCPs風險管理評估草案[19]。2017年，《斯德哥爾摩公約》締約國大會將討論商用SCCPs的增列問題[20]。

SCCPs廣泛存在于各種環境介質中。在土壤[8,21]、水體[10,22-23]、大氣[24-25]及生物體[9,26-27]，甚至在偏遠地區都檢測到SCCPs[28]。目前，SCCPs相對于其他POPs，其研究數據非常有限，而食品中SCCPs污染狀況的檢測數據較少，更沒有開展膳食暴露評估研究的相關報道。因此，開展膳食中SCCPs的相關檢測研究，對于了解我國膳食中SCCPs的污染狀況及其對人體健康的影響極為重要。

本實驗采用索氏提取技術對膳食中SCCPs進行提取，以酸化硅膠復合層析柱法對樣品進行凈化處理，建立了一種測定膳食中SCCPs的方法，即在線凝膠滲透色譜-氣相色譜-負化學離子源-質譜（on-line gel permeation chromatography-gas chromatography-negative chemical ion source-mass spectrometry，GPC-GC-NCI-MS）。本實驗對膳食中的SCCPs進行了定量分析，旨在了解中國北部膳食中SCCPs的污染現狀。

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，制備質量分數為40的酸性硅膠。

正己烷、二氯甲烷、丙酮、環己烷和壬烷（農殘級）德國默克公司；SCCPs、六氯環己烷、反式氯 德國Dr. Ehrenstorfer公司；無水硫酸鈉（分析純） 天津永大化學試劑有限公司；濃硫酸（優級純） 天津科密歐化學試劑有限公司。

SCCPs混合物標準溶液：將質量濃度為100 ng/μL、3 種不同氯質量分數（51.5%、55.5%和63.0%）的SCCPs用正己烷配成0.500 ng/μL的標準溶液。然后用所配混合物標準溶液1∶1（V/V）混合得到氯質量分數分別為53.5%和59.25%的SCCPs混合物標準溶液，其混合物標準溶液的質量濃度均為0.500 ng/μL。六氯環己烷和反式氯丹分別作為進樣內標和提取內標。

1.2 儀器與設備

GCMS-QP2010 Ultra氣相色譜質譜聯用儀（gas chromatograph-mass spectrometer，GC-MS） 日本島津公司；N-EVAPTM112氮氣吹干儀 美國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 天津東麗實驗電爐廠；KSW溫度控制器 捷達溫度儀表廠；38-1-B電子調溫電熱套天津市泰斯特儀器有限公司；SB-35旋轉蒸發儀 日本Rikakikai公司。

1.3 方法

1.3.1 樣品采集

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

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、水產類及其制品。分別在各個調查點所在的居委會或村附近的食物采購點，如菜市場、副食店、糧店、農貿市場或農民家采集各種食物樣品，實際采集量略大于計算的采樣量。估計采樣量為每類食物4～5 kg。采集選擇新鮮的食物樣品。采集后馬上運到烹調加工地點進行加工。如不能立即烹調，則放入4 ℃冰箱保存，生肉和水產品則貯存在冰箱冷凍室內備用。采用入戶稱質量加三餐記帳法結合三餐24 h詢問加登記法獲得膳食消費量。按一定原則聚類后形成采樣單，在調查點附近采樣并按當地膳食習慣進行烹調。按聚類后成人男子平均消費量制備分類食品混合樣品。

1.3.2 樣品前處理

準確稱取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。稱5.00 g酸性硅膠放入提取瓶內，然后加入120 mL正己烷-二氯甲烷（1∶1，V/V）混合溶液進行8 h索氏提取。將提取液旋轉蒸發濃縮至近干（1～2 mL），待凈化。

凈化步驟：復合層析柱（內徑26 mm）填料自下而上依次為3 g弗羅里硅土、2 g硅膠、8 g質量分數為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，加入待測樣品（該樣品經索氏提取、旋轉蒸發后，用正己烷潤洗3～5 次，將潤洗液加入酸化硅膠復合層析柱中）；待測樣品吸附后，先加入35 mL正己烷進行洗脫；更換干凈且用正己烷潤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）混合溶液進一步洗脫樣品中極性稍強的SCCPs組分。將洗脫液旋轉蒸發濃縮近干（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正己烷定容并轉移至進樣小瓶中，待上機測試。

1.3.3 定量方法及儀器分析條件

利用Reth等[28]的定量方法，計算SCCPs混合物標準樣品的總相對響應因子及氯質量分數，獲得線性回歸方程：Y＝43.448X－1 911.284，R2＝0.962（氯質量分數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學計算方法來排除干擾物質MCCPs，定性定量離子見表1。

表 1 SCCPs和MCCPs檢測[M-Cl]－離子的分組及質荷比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。進樣量為1 μL，不分流進樣。以氦氣（純度≥99.999）作為載氣，流速為1 mL/min。反應氣為甲烷（純度99.995），流速2 mL/min。進樣口溫度為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]的報道。反式氯丹和六氯環己烷的掃描離子分別為419.8和254.9。

1.3.4 質量控制

所用玻璃器皿均在濃硫酸中浸潤過夜，然后用蒸餾水進行沖洗，烘干，待用。使用前均用正己烷潤洗。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，相對標準偏差（n＝6）為5.7。每批4 個樣品均加一個過程空白以檢查玻璃器皿或有機溶劑等的干擾。實際樣品中同位素內標的回收率為84～102。

1.3.5 膳食暴露風險評估

根據所測得膳食樣品中SCCPs的污染水平和居民的食物消費量數據計算得到每人每日膳食暴露量，平均暴露量根據公式（1）計算。

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量/（g/d）；mb為被評估人群的平均體質量/kg，通過分析2016年采樣地區居民營養和健康狀況的檢測結果，得出本研究目標人群的mb是63 kg。

在暴露量計算過程中，遵循國際慣例，假設SCCPs在體內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，說明膳食暴露風險可接受，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險不可接受。PMTDP根據公式（2）計算。

其中北京市膳食調查數據采用河北省相關數據，內蒙古呼倫貝爾地區靠近黑龍江省，因此采用黑龍江省調查數據（表2）。

表 2 2016年膳食調查黑龍江及河北食物消費數據Table 2 Dietary survey of food consumption in Heilongjiang and Hebei province in 2016 g/d

1.4 數據統計分析

數據統計分析采用SPSS 13.0軟件，采用單因素方差分析，顯著水平小于0.05時認為差異顯著，相關性具有統計意義。使用Origin 7.0軟件繪圖。

2 結果與分析

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（濕質量）Fig. 1 SCCPs contents in different kinds of foodstuffs (wet basis)

按照1.3節所述方法對膳食樣品中的SCCPs進行檢測，在所有樣品中均檢測出SCCPs，檢測結果見表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，肉類污染最嚴重。肉類中SCCPs含量范圍為28.59～496.49 ng/g（濕質量），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（濕質量），平均值為25.59 ng/g。

就地區而言，各地區膳食樣品中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，所以就地區而言，沒有明顯差異。

本實驗研究的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、肉類和水產屬于動物性食品。實驗結果顯示，植物性食品中SCCPs含量低于動物性食品中SCCPs含量，這可能是SCCPs具有生物累積性所致。人們食用動物性食品越多，體內SCCPs含量可能越多，對人體危害可能越大。

姜國等[30]檢測了上海食用魚體內的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]檢測了渤海遼東灣海域的底棲動物、浮游動物和魚類并分析了其SCCPs含量，結果顯示，采集的水生動物中SCCPs的含量變化范圍為0.66～20.31 μg/g（干質量）。Harada等[32]檢測了中國、日本和韓國1993年—2009年間的60 個膳食樣品，結果顯示我國的膳食樣品中2009年的最高濃度達到了28 ng/g，其含量水平高于日本和韓國膳食樣品中SCCPs的含量。總地來說，本研究膳食樣品中SCCPs含量高于世界已報道的膳食樣品中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。對于Cl6和Cl7組分而言，豆類中含量最多，水產中含量最少；對于Cl8組分而言，含量相對較少。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。

姜國等[30]檢測了上海食用魚體內的SCCPs含量，發現食用魚肌肉中SCCPs以C10和C11為主要組成部分。王成等[31]檢測的水生動物中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中營養級的增高呈增大的趨勢。而本研究膳食樣品中SCCPs以C10、C11和C12為主要組成部分，與文獻報道有差異。

2.3 膳食暴露評估結果

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

由表4可知，膳食暴露最為嚴重的地區出現在邢臺，達到了3 795.8 ng/（kg·dmb）。秦皇島地區次之，暴露量為3 509.5 ng/（kg·dmb）。暴露量最小的地區為承德，暴露量為1 138.5 ng/（kg·dmb）。邢臺處于我國的工業污染物腹地，秦皇島處于沿海地區，水環境可能污染比較嚴重。呼倫貝爾地區膳食暴露水平為2 952.6 ng/（kg·dmb），在各個檢測地區中處于相對較高的水平。呼倫貝爾雖然遠離我國的重工業區，也不存在明顯的污染源，其嚴重的膳食污染，可能是由于當地緯度高，氣溫常年偏低，對于SCCPs有較強的蓄積能力，這從側面也反映了SCCPs較強的遠距離遷移能力及在高緯度地區蓄積的遷移規律。采樣地區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，可以達到73.8（邢臺）和73.4（內蒙古呼倫貝爾），第二大來源為豆類，所占比例最高可以達到41.5（承德）和39.0（石家莊）。實驗檢測結果顯示，動物性食品濃度明顯高于植物性食品，而膳食暴露來源中，動物性食品所占比例遠低于植物性食品，這是由于我國偏重于谷物的膳食結構所致。

Harada等[32]曾檢測過中、日、韓三國1993年—2009年間膳食中SCCPs攝入量，結果顯示在2009年我國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，比同一時期日本和韓國高出1～2 個數量級。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，《國際化學品安全方案》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，我國華北地區人群的膳食暴露風險在1.1～3.8之間。膳食暴露風險小于100，即說明膳食暴露風險尚可接受，膳食中SCCPs的含量對人體健康尚未構成威脅。雖然膳食中的SCCPs總體暴露風險不高，但是應該注意到在過去的8 年，我國人群中膳食污染濃度增速很快，增長了近4 倍。因此，應該注意到SCCPs可能帶來的潛在風險。

3 結 論

膳食樣品中SCCPs含量變化范圍是2.30～496.49 ng/g（濕質量）。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，與文獻報道有差異。

結合膳食消費量數據，對我國華北地區人群的SCCPs膳食暴露風險進行了評估，發現我國華北地區人群的膳食暴露風險在1.1～3.8之間。膳食暴露風險小于100，即說明膳食暴露風險尚可接受，但這并不意味著人類健康沒有存在風險。在過去的8 年內，膳食中SCCPs污染濃度增長迅速，應該注意其可能帶來的潛在風險。

目前，膳食中SCCPs污染狀況的檢測數據較少。因此，測定膳食中SCCPs的含量并分析其分布模式，能為了解我國膳食中SCCPs的污染狀況及其對人體健康的影響，提供數據參考。