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有机磷酸酯（organophosphate esters, OPEs）是一种典型的有机磷阻燃剂，通常作为阻燃剂和增塑剂大量使用在建筑材料、塑料制品、电子设备以及家具材料中[1]. 近年来，随着多溴联苯醚（PBDEs）被列入持久性有机污染物（POPs）名单[2]，作为PBDEs主要替代品的OPEs的产量在世界范围内逐年提高. 2007年，我国OPEs年使用量约为7万t，并以15%的年增长率不断增长[3 − 4].
统计数据显示，新冠疫情期间全球口罩使用量达到每月
1290 亿个[5]. 中国是全球最大的口罩生产国与输出国，据统计，美国90%和日本70%的口罩都来自中国[6]. 口罩的巨大需求也导致了废弃口罩过剩，其中大部分被随意丢弃，不仅有传播病毒的风险，还会污染环境. 根据海洋保护组织Oceans Asia的一份报告[7]显示，废弃的口罩需要400—500年才可以自然分解，而有的口罩会成为塑料垃圾进入下水道系统、河流和海洋中，威胁海洋生物与海洋生态平衡；2020年，至少有15.6亿个口罩被乱丢后流入海洋，口罩的存在可能会使海洋生物感染SARS-CoV-2，并进入人类食物链，从而对人的身体健康造成严重影响[8]. 鉴于此，废弃口罩的有效处理与利用以及如何减少口罩中毒害性污染物的迁移已成为当前国内外学者关注的研究热点[9].目前对污染物基于口罩基质的环境行为研究还几乎是空白，有研究发现口罩中的微塑料在紫外光（UV）条件下的释放. 大量研究表明光降解是当前环境中去除有机磷酸酯的一种有效途径[10 − 14]. Cristale等[15]研究发现，河水中的OPEs能在单线态氧存在时发生光降解. Sun等[16]研究发现，水环境中TCP存在明显光解现象，并且NO2-和Fe3+可以促进其光解，腐殖酸则会抑制其光解. 同时，水体基质中OPEs能在TiO2介导条件下被有效降解，并且降解速率与·OH含量呈正相关[17]. 此外，Yu等发现，TCPP在UV/H2O2条件下被·OH攻击其中央的P—O键和支链上的C—Cl键，最终降解生成PO43-、Cl-、H+和CO2[18]. 有关OPEs降解的研究大多集中于水体基质，对口罩基质中OPEs的研究还很少[19]. 因此，在紫外条件下，口罩中的OPEs是否能进行光降解，其具体降解机制及其降解产物值得进一步研究.
鉴于此，本研究模拟了几种常见有机磷酸酯（OPEs）在口罩基质中的光降解行为，并通过超高效液相色谱飞行时间质谱（UPLC-Q-TOF-MS）检测口罩中OPEs含量并通过碎片离子分析探讨降解途径. 本研究结果为OPEs在口罩基质中的环境行为及其OPEs在环境中的污染控制提供了理论依据.
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本实验中所用口罩均购买自当地，分别为常见的医用外科口罩（S1）和N95医用防护口罩（N1）. 口罩采集完后均用经过甲醇和乙腈润洗的锡箔纸包裹后装入袋中，储存于室温环境待用.
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标准品：8种OPEs标准物质（磷酸三氯乙酯TCEP、磷酸三正丁酯TNBP、磷酸三丁氧乙酯TBEP、磷酸三（2-氯丙基）酯TCIPP、磷酸三（1,3-二氯-2-丙基）酯TDCIPP、磷酸三苯酯TPhP、磷酸三甲苯酯TCP和2-乙基己基二苯基磷酸酯EHDPP）均购自美国Accustandard公司. OPEs内标物质（TNBP-d27，TCEP-d12，TCIPP-d18和TPhP-d15）均购自加拿大Toronto Research Chemicals公司.
试剂：乙酸乙酯、丙酮、二氯甲烷和正己烷等溶剂均为色谱纯（HPLC）级、每瓶4 L，购于美国J. T. Baker公司，色谱纯甲醇和乙腈均来自德国Merck公司.
器材：实验所用玻璃器皿和一次性耗材使用前均用甲醇、二氯甲烷和正己烷依次润洗.
标准曲线的配制：配制OPEs的混合标曲. 称取OPEs固体单标
0.0050 g，溶于10 mL甲醇中制成500 μg·mL−1 OPEs混标，再用甲醇进行逐级稀释，直至得到10 μg·mL−1的混合标样，然后再配制标曲，标曲由6个标点组成，目标物浓度为10、50、100、500、1000 、2000 ng·mL−1，内标物浓度均为1 ng·mL−1. 用甲醇定容至200 μL，于冰箱冷冻室（-20 ℃）黑暗环境中保存备用. -
本研究的紫外光降解实验装置如图1所示. 反应器外罩材料不能透过UV光，UV光源是波长为254 nm的低压汞灯（Philips-TUV 8 W），反应开始前预热30 min以保证提供稳定的光源辐射. 外罩上方有多个通气口以使反应器内空气循环，保持温度恒定. 实验分为未加湿组和加湿组，加湿组使用加湿器增加装置内的湿度，以模拟口罩内部因呼气形成的湿度，加湿时湿度控制在85%—95%.
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实验中口罩类型S1和N1两种. 口罩检测之前已将耳带、金属鼻夹条和阀门摘除，并用不锈钢剪刀剪成小块（3 mm × 3 mm）. 将口罩块在甲醇稀释的5 μg·mL−1 OPEs混标中充分浸泡，60 min后取出，置于无光环境的通风橱中风干，并用锡箔纸包裹保存直至进行光照实验. 每次实验的样品现制现用.
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培养皿先用HPLC级甲醇、二氯甲烷、正己烷依次润洗3遍，待有机溶剂完全挥发后再用于放口罩片样品. 每个培养皿中平铺放置6片风干好的口罩样品，紫外灯预热完毕即将培养皿放入反应装置，定期取样（未加湿组：0、6、12、24、36、48 h；加湿组：0、2、4、6、8 h）. 样品取出后用锡箔纸包好冷冻（-20 ℃）保存待测，取样后的步骤均在避光环境中进行. 所有时间点均采集3个平行样.
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称取约1.0 g降解后的样品放入预清洗的聚四氟乙烯（PTFE）离心管中，加入40 μL 5 μg·mL−1内标物（TNBP-d27、TCEP-d12、TCIPP-d18、TPhP-d15）后，用15 mL二氯甲烷/正己烷（1:1，V/V）混合溶液超声提取30 min，重复3次. 将混合后的提取液用旋转蒸发器浓缩至约2 mL，依次加入2 mL二氯甲烷和正己烷进行两次溶剂交换，最后，用N2将溶剂吹至约0.1 mL，再溶于200 μL甲醇中，于−20 ℃保存待测.
OPEs的测定使用Waters Xevo G2QTOF超高效液相色谱仪-飞行时间质谱仪器，选择ESI正离子扫描模式，以质谱高能量（MSE）模式对样品进行待测物的定性和定量分析. 采用ACQUITY BEH C18 （100 mm × 2.1 mm i.d, 1.7 μm, Waters, USA） 色谱柱分离OPEs目标化合物，流动相A为乙腈，流动相B为含0.1%甲酸的去离子水. 流动相梯度分离程序为：0—1.0 min，5% A；1—4.0 min，5% A—30%A；4.0—6.0 min，30% A—70%A；6.0—10.0 min，70% A—80% A；10.0—13.0 min，100% A；13.0—15.0 min，5% A，流速为0.4 mL·min−1，柱温控制在40 ℃，进样注射量为1 μL.
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使用准一级动力学方程拟合OPEs单体含量随UV光照时长的变化情况，公式如下：
其中，Ct和C0分别表示OPEs单体降解时间为0和t时刻的浓度，K表示速率常数，半衰期为ln2/K.
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未加湿组两种口罩基质中OPEs的光降解用准一级动力学的拟合结果如图2所示，ln（Ct/C0）与时间的良好线性关系表明UV降解口罩基质中大部分OPEs是符合准一级反应动力学的（R2：0.86—0.99，平均值0.92）. 而加湿组两种口罩基质中OPEs的光降解用准一级动力学的拟合效果均很差（R2：0.04—0.87，平均值0.42），故未进行探讨. 两种口罩基质中OPEs降解具体半衰期（t1/2，h）见表1. OPEs单体在口罩基质中的降解半衰期各不相同，总体来说TDCIPP是最大，TCP最小. 除TPhP外，OPEs单体在S1口罩基质中的降解常数均大于N1，半衰期均小于N1，这说明与N1基质相比，OPEs在S1基质中普遍降解得更快. 相较于N1，TCP、EHDPP、TNBP、TBEP和TDCIPP在S1中的降解速率分别增加了7.02%、8.32%、39.1%、83.6%和257%.
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由于化合物选择性吸收不同波长的光，光源的波长通常对化合物的光降解有很大影响. 采用紫外分光光度计检测纯水中几种OPEs的吸光程度，发现在190—600 nm波长范围内，纯水介质中的OPEs几乎不吸收波长大于230 nm的光子. 周大明[20]研究发现，甲醇作溶剂时，溴系阻燃剂DBDPE的最大吸收波长在245—255 nm左右. 唐婷[21]研究表明，在200—300 nm范围内，OPEs的吸光度总体很低，但TCIPP和TDCIPP在200—220 nm内表现出相对较高的吸光度. 同时，OPEs作为一类替代型溴系阻燃剂，在用途和性质上与DBDPE有些相似之处，且本研究口罩基质中OPEs的浸染也是用甲醇作溶剂实现的，因此，本研究选择UVC波段（200—280 nm）的紫外灯作为光降解反应光照的光源.
实验采用黑暗与正常光照处理进行对比，以研究口罩基质中OPEs在未加湿和加湿两种条件下的光降解情况（图3和图4）. 结果显示，黑暗对照组中，48 h时多数OPEs单体的降解率低于10%，只有个别单体接近30%，这说明黑暗条件对OPEs单体降解的影响较小；而在紫外光照组中，OPEs的降解速率显著增加，即口罩基质中的OPEs吸收光源的光子后快速反应降解，且随着光照时间的增加，OPEs吸收能量越多，降解的越多.
未加湿组（图3）中，光照条件下S1的OPEs单体的降解率均大于90%，且TCP在48 h时全部降解（Ct/ C0= 0），黑暗对照组中单体降解率均小于15%. N1中TCP也全部降解，TPhP降解率为94%，而TBEP（83%）、EHDPP（86%）降解率均小于90%，且后两者浓度变化趋势与前两者不同，前两者降解速率随时间增加不断减小，而TBEP和EHDPP的降解速率是先减慢后增快再逐渐降为0；黑暗组除EHDPP在48 h时降解率为32%外，其他单体的降解率均小于15%，可能是因为装置内部温度随光照时间延长而升高，进而加速了N1内EHDPP的非光降解进程.
加湿组（图4）中，N1基质中OPEs的降解率明显高于S1. 光照初始时（0—2 h），所有单体均呈现出较快的降解过程，而在2—8 h时的降解趋于平缓，且N1基质中单体的（Ct/ C0）值均低于S1基质. 黑暗对照下单体的（Ct/ C0）值都是在0.82—1.1区间内波动. 与未加湿组相似，TCP仍是OPEs所有单体中降解得最多的，8 h时S1中TCP的（Ct/ C0）值为0.31，其他几种单体的值均大于0.45. 而在加湿组所有单体中，TBEP明显是降解得最少的，这与未加湿组所有单体降解水平相差较小不同，可能是因为加湿组中湿度的增大，空气中大量水雾受紫外光照后发生光反应，水与TBEP竞争吸收光子，且TBEP竞争力比水弱，吸收到的光子相对较少导致的.
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前面研究已证明不管是未加湿组还是加湿组，OPEs可以在不同口罩基质中因紫外光照而发生降解，根据Wang等[22]的研究，OPEs某些降解（中间）产物的毒害作用可能会强于母体. 所以，研究口罩基质中OPEs潜在的光降解产物有助于更好地了解口罩中OPEs的环境命运和生态风险.
经过精确的分子量和同位素分布比较，结合一级和二级质谱图，本研究鉴定出了TBEP、TCIPP、TCEP和TDCIPP 4种OPEs单体的降解产物（表2），其一级质谱图和二级质谱图分别见图5和图6. 结果显示，TBEP有4种中间产物：TBEP-299、TBEP-343、TBEP-413、TBEP-415；TCEP有2种：TCEP-222、TCEP-160；TCIPP有2种：TCIPP-251、TCIPP-174；TDCIPP有1种：TDCIPP-318.
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UV光子在254 nm处的能量约为471.7 kJ·mol−1，而H—O、C—H、C—O、C—C等常见化学键的键能比471.7 kJ·mol−1小得多，所以当受到UV光照辐射时，上述化学键就会断裂，进而诱发有机化合物的光解反应. 有机化合物在吸收光能后可能导致脱氢、电子转移、异构化和分子内重排等反应[23]，OPEs的烃链可能会遭到破坏从而发生降解[24]. 前面对降解（中间）产物的研究显示OPEs在UV光照下产生了一系列降解产物，并且随着光照时间的延长，产物也可能进一步反应，各产物的相对含量也就在不断变化，使得口罩基质中OPEs降解途径的推测和OPEs的环境命运变得比较复杂. 按照加湿和未加湿两种实验条件分组后，根据OPEs单体及其产物的光降解动力学对其可能降解途径、结构进行推测，降解产物以其带电荷分子的m/z命名（表2），结果如图7所示.
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光照后TBEP的主要产物有TBEP-415、TBEP-343、TBEP-413和TBEP-299（图7a）. TBEP-415是由TBEP的碳链末端的一个甲基羟基化而产生的，属于一种醇，TBEP-413是新形成的醇氧化成醛的结果. TBEP-343和TBEP-299两种产物是由前面的TBEP、TBEP-415和TBEP-413水解产生，TBEP-343的m/z与TBEP相比损失了56Da，相当于净损失了一个外部的正丁基，是TBEP分子3条支链上连接碳链的氧被·OH攻击，导致氧与丁基之间的化学键断裂，进而丁基基团掉落损失，由此产生TBEP-343，同样地，TBEP-299则净损失了一个丁氧基乙基基团. 本研究观察到的TBEP的降解（中间）产物及结构与Eysseric等[11]关于TBEP光降解的研究有一些相似之处，在他们的研究中，确定的降解产物除了本研究提到的4种外，还有m/z为429的，即是本研究中的TBEP-413醛基被羟基化后形成的新产物. da Rocha等[25]研究发现，TBEP中间产物会在反应时间内持续降解，这可能是本研究未检测到其他中间体的原因.
TDCIPP的可能降解途径如图7b所示，其产物只有TDCIPP-318. TDCIPP-318是由TDCIPP水解产生，二者m/z相差112 Da，相当于净损失了一个（二氯-2-丙基）基团，TDCIPP分子的磷酸盐中心被·OH攻击，导致氧和（二氯-2-丙基）基团之间的化学键断裂，一个（二氯-2-丙基）基团整体掉落，产生TDCIPP-251. TDCIPP-318在仪器的保留时间与TDCIPP一致（表2），说明其为TDCIPP的内源质子碎片，推测TDCIPP-318是在口罩基质中经UV光照后会不断产生同时消耗转化为其他产物的中间体.
从图7c可以看到，TCEP光照后主要的产物是TCEP-222和TCEP-160. TCEP-222是由TCEP水解产生，而TCEP和TCEP-222两者水解均可产生TCEP-160，TCEP-222的m/z与TCEP相比损失了62 Da，相当于净损失了一个氯乙基，TCEP分子的磷酸盐中心被·OH攻击，导致氧与氯乙基之间的化学键断裂，进而氯乙基掉落损失，由此产生TCEP-222，同样地，TCEP-160则是由TCEP净损失两个氯乙基或TCEP-222净损失一个氯乙基形成[26]. Xu等[27]研究发现·OH很容易在C—Cl键上发生加成反应，这与TCEP-160和TCEP-222的存在相符，即P=O双键十分稳定，不易发生反应，因此反应最有可能在与O原子相邻的C原子上发生[28]. 除TCEP-160和TCEP-222外，研究人员还发现了多种TCEP降解的中间产物[29 − 30]. 例如，Ou等[31]检测到TCEP中氯基被·OH取代的m/z值为267的产物，Chen等[13]同样发现了TCEP支链末端氯基被·OH替代的产物，还检测到其进一步被氧化形成的醇、醛、羧酸等一系列产物. 本研究未检测到其他产物的原因可能是在取样之前已经被完全降解.
从图7d可以看到，TCIPP光照后主要的产物是TCIPP-251和TCIPP-174. 与TCEP相同的是，本研究中TCIPP的产物主要也由TCIPP水解产生，水解途径也如出一辙：TCIPP-251是由TCIPP水解产生，TCIPP和TCIPP-251两者水解均可产生TCIPP-174，TCIPP-251的m/z与TCIPP相差76 Da，等于净损失了一个支链上的氯丙基，过程即是TCIPP分子的磷酸盐中心被·OH攻击，导致氧与氯异丙基之间的化学键断裂，氯异丙基掉落，由此产生TCIPP-251；同样地，TCIPP-174则是由TCIPP净损失两个氯异丙基或TCIPP-251净损失一个氯异丙基形成. TCIPP-251、TCIPP-174在仪器进样的保留时间与母体TCIPP一致（表2），说明二者都是TCIPP的内源质子碎片，推测它们与产物TCEP-222一样，是口罩中本身就有且经UV光照后会不断产生并转化为其他产物的中间体. Yu等[12]研究探讨了UV/TiO2光催化降解TCIPP的动力学和机制，发现了6种稳定的中间产品，除本研究发现的两种外，他们发现的产物还包括：·OH攻击碳支链的甲基终端使其羟基化形成醇，或在支链氯基掉落后碳链氧化形成酮基、羧基等，进一步生成的一系列代表性产物.
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与加湿组不同，光照过程中未加湿组发现的TBEP产物只有TBEP-343和TBEP-413两种. 如前面提到的，TBEP-413是TBEP碳链末端的一个甲基羟基化产生的新醇（TBEP-415）进一步氧化形成的醛. 但是在整个过程却没有发现TBEP-415这种物质的存在，说明在未加湿条件下，TBEP-415生成后氧化很快，一生成即被氧化成TBEP-413. 产物TBEP-343可以由TBEP、TBEP-415和TBEP-413水解产生，TBEP水解成TBEP-343损失掉任一支链上的正丁基（图7e）.
从图7f可以看出，未加湿组中TCIPP只有TCIPP-251这一种降解产物，如前面关于TCIPP-251生成途径的推测和讨论，其是由母体TCIPP水解损失一个氯异丙基形成.
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（1）未加湿条件下，两种口罩基质中OPEs的光降解都符合一级动力学反应，且相比于N1基质，OPEs在S1中降解得更快，半衰期更短. 加湿组中OPEs的光降解与准一级动力学的拟合效果不佳，可能有其他因素影响.
（2）OPEs选择性的吸收不同波长的光，其能在UVC波段的光中吸收更多的光子. 施加UV光照能明显提高OPEs降解的速率，且光照时间越长，OPEs吸收的能量越多，降解的也就越多.
（3）通过产物鉴定，发现降解过程中，TBEP发生了羟基化、氧化、水解的反应，TCEP、TCIPP、TDCIPP均发生了水解反应.
有机磷酸酯在口罩基质中的光降解
Photodegradation of organophosphates in face masks
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摘要: 本研究探讨了几种常见有机磷酸酯（OPEs）在口罩基质中的光降解行为，在未加湿和加湿（模拟人体佩戴）两种条件下，对医用外科口罩和N95医用防护口罩两种基质进行光降解研究，通过超高效液相色谱飞行时间质谱（UPLC-Q-TOF-MS）检测口罩中OPEs含量并通过碎片离子分析探讨降解途径. 结果表明，未加湿条件下，OPEs在口罩基质中的光降解过程符合一级动力学反应，与N95口罩基质相比，OPEs在医用外科口罩基质中降解得更快，半衰期更短，其中磷酸三甲苯酯（TCP）、2-乙基己基二苯基磷酸酯（EHDPP）、磷酸三正丁酯（TNBP）、磷酸三丁氧乙酯（TBEP）、磷酸三(1,3-二氯-2-丙基)酯（TDCIPP）等5种物质在一次性医用口罩中的降解速率相较于N95口罩分别增加了7.02%、8.32%、39.1%、83.6%和257%. OPEs会选择性的吸收不同波长的光，其能在UVC波段的光中吸收更多的光子. 施加UV光照能明显提高OPEs降解的速率，且光照时间越长，OPEs吸收的能量越多，降解得越多. 通过二级质谱碎片离子分析，共发现了TBEP、TCEP、TCIPP和TDCIPP等4种单体的降解产物，其中，TBEP的降解途径包括羟基化、氧化、水解反应，TCEP、TCIPP、TDCIPP等3种物质的降解途径均是水解反应.
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关键词:
- 口罩基质 /
- 有机磷酸酯(OPEs) /
- 光降解 /
- 降解途径.
Abstract: In this study, we analyzed the photodegradation behavior of several OPEs in face masks. Medical surgical masks and N95 masks were selected to studied under both non- humidified and humidified (simulated wearing) conditions by analyzing the content of OPEs as well as the fragments of OPEs using UPLC-Q-TOF-MS to explore the degradation pathways. The results showed that the photodegradation of OPEs in masks under the non-humidified condition was in accordance with the primary kinetic reaction, and the OPEs degraded faster and with shorter half-lives in the medical-surgical mask matrix compared with the N95 masks. The degradation rates of trim ethylene phosphate (TCP), 2-ethylhexyl diphenyl phosphate (EHDPP), tri-n-butyl phosphate (TNBP), tris(2-butoxyethyl) phosphate (TBEP), and tris(1,3-dichloro-2-propyl) phosphate (TDCIPP), in disposable medical masks increased by 7.02%, 8.32%, 39.1%, 83.6% and 257%, respectively, compared with those in N95 masks. OPEs selectively absorbed light at different wavelengths, and they can absorb more photons in the UVC wavelength band of light. The application of UV light significantly increased the rate of degradation of OPEs, and the longer the light exposure time was, the more energy was absorbed by OPEs and the more they were degraded. The degradation products of four monomers, TBEP, TCEP, TCIPP and TDCIPP, were identified by secondary mass spectrometry fragment ion analysis. The degradation pathways of TBEP included hydroxylation, oxidation and hydrolysis reactions, and the degradation pathways of TCEP, TCIPP and TDCIPP were all hydrolysis reactions.-
Key words:
- face masks /
- organophosphate esters /
- photodegradation /
- degradation pathway.
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图 2 UV降解S1和N1中OPEs的准一级动力学（未加湿组）
Figure 2. Quasi-first-order kinetics of UV degradation of OPEs in S1 and N1 （unhumidified group）
图 3 不同口罩基质中OPEs部分单体浓度随光照的变化（未加湿组）
Figure 3. Variation of OPEs monomer concentration in different mask substrates with light exposure （unhumidified group）
图 4 不同口罩基质中OPEs部分单体浓度随光照的变化（加湿组）
Figure 4. Variation of OPEs monomer concentration in different mask substrates with light exposure （humidified group ）
图 5 OPEs单体及其降解产物的一级质谱图
Figure 5. Primary mass spectrum of OPEs monomer and its degradation products
图 6 OPEs单体一级质谱图及其降解产物的二级质谱图
Figure 6. Primary mass spectra of OPEs monomers and secondary mass spectra of their degradation products
图 7 OPEs及其转化产物的拟降解途径、结构
Figure 7. Quasi-degradation pathway and structure of OPEs and their transformed products
表 1 未加湿环境UV降解S1和N1中OPEs的半衰期（t1/2，h）
Table 1. Degradation of OPEs in S1 and N1 by UV in unhumidified environment （t1/2, h）
口罩基质
Mask matrixTNBP TDCIPP TPhP TCP TBEP EHDPP S1 8.316 27.62 10.96 5.50 9.36 12.11 N1 29.71 38.40 10.53 5.89 17.18 13.11 
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表 2 OPEs及其降解产物的保留时间、分子式和质荷比
Table 2. Retention time, molecular formula and mass-charge ratio of OPEs and their degradation products
化合物
Compound保留时间/min
Rt分子式
Molecular formula质荷比
m/zTBEP 14.94 C18H39O7P 399.2571 TBEP-415 10.88 C18H39O8P 415.2466 TBEP-413 14.81 C18H37O8P 413.2308 TBEP-343 9.74 C14H31O7P 343.1908 TBEP-299 14.94 C12H27O6P 299.1635 TCEP 8.59 C6H12Cl3O4P 284.9622 TCEP-222 8.59 C4H9Cl2O4P 222.9689 TCEP-160 8.59 C2H6ClO4P 160.9766 TCIPP 11.11 C9H18Cl3O4P 327.0089 TCIPP-251 11.11 C6H13Cl2O4P 251.0004 TCIPP-174 11.11 C3H8ClO4P 174.9937 TDCIPP 13.27 C9H15Cl6O4P 430.8872 TDCIPP-318 13.27 C6H11Cl4O4P 318.9219
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