全氟化合物(perfluorinated compounds,PFCs)是一类具有优良的化学稳定性和热稳定性、高表面活性及疏水疏油性能的氟化有机物,被大量用于化工、纺织、皮革、消防、日用洗涤剂、炊具制造等领域[1]。PFCs具有污染范围广、环境持久、高生物累积和“三致”毒性等持久性有机物(POPs)特性,已引起国际社会的高度关注;2009年,全氟辛烷磺酰基化合物(perfluorooctane sulfinate,PFOS)被增列入《斯德哥尔摩公约》POPs受控名单[2]。工业界逐渐停止生产和使用长链全氟烷羧酸类(≥C8)和全氟烷磺酸类(≥C6)产品,部分以短链全氟烷羧酸类(＜C8)和全氟烷磺酸类(＜C6)产品替代[3, 4]。由于长链PFCs在人和动物体内的半衰期、生物累积性明显大于短链PFCs,一般认为长链PFCs的毒性更大[2],然而近年来有研究发现短链PFCs比长链PFCs更易通过胎盘,具有更高的生物可利用性[5]。
PFCs具有一定的水溶解性和较强的表面活性,易蓄积于水中,环境水体是其重要的汇和污染传输源[2]。建立同时分析水体中短链和长链PFCs的高灵敏方法,对于PFCs迁移转化研究、污染控制以及国家履约工作等具有重要意义。PFCs的检测方法主要有气相色谱-质谱法(GC-MS)[6, 7]、毛细管电泳法(CE)[8, 9]和液相色谱-质谱法(LC-MS)。LC-MS具有无需衍生化、检测灵敏度高、定性能力强等优点,近年来被广泛用于包括PFCs等新型污染物的环境监测[10, 11]。水中PFCs的前处理方法主要为固相萃取法(SPE),萃取材料有C18键合硅胶[12, 13]、有机聚合物等[14]。短链和长链PFCs的理化性质存在较大差异,在水体中含量极低(ng/L水平),易受色谱共流出杂质的干扰而降低其质谱离子化效率,而且在分析过程中易引入背景污染[15]。如何同时准确测定水中短链和长链PFCs仍然是环境监测的一个难点问题[16]。目前国内尚无相关的国家或行业标准方法,已有的研究[12, 13]主要报道了以水中PFOS和全氟辛烷羧基化合物(PFOA)为主的分析方法。本研究通过对色谱-质谱条件、固相萃取程序和装置、溶剂助溶条件等进行优化,建立了混合型固相萃取-液相色谱-串联质谱同时测定水中14种短链和长链PFCs(C5～C16)的方法。
超高压液相色谱仪(U3000,美国戴安公司),三重四极杆质谱仪(API4000,美国AB SCIEX公司),手动固相萃取装置(美国沃特世公司),自动固相萃取装置(Autotrace,美国CaliperLife Sciences公司),氮吹仪(美国Organomation Associates公司)。WAX固相萃取小柱(150 mg,6 mL)和HLB固相萃取小柱(200 mg,6 mL)购自美国沃特世公司,PAX固相萃取小柱(200 mg,6 mL)购自美国安捷伦公司。甲醇(色谱级,北京康林公司),乙酸铵(纯度≥97% ,美国Alfa Aesar公司),三羟甲基氨基甲烷缓冲盐(Tris-base，99.9%,美国Dow公司),水为二次去离子水。全氟戊酸(PFPA,≥98% )、全氟己酸(PFHxA,≥97% )、全氟庚酸(PFHp,≥99% )、全氟辛酸(PFOA,≥96% )、全氟壬酸(PFNA,≥97% )、全氟癸酸(PFDA,≥98% )、全氟十一酸(PFUnA,≥95% )、全氟十二酸(PFDoA,≥95% )、全氟十三酸(PFTrDA,≥97% )、全氟十四酸(PFTA,≥97% )、全氟丁基磺酸(PFBS,≥98% )、全氟己基磺酸(PFHxS,≥98% )购自美国Sigma-Aldrich公司,全氟辛基磺酸(PFOS,100 mg/L)购自美国AccuStandard公司,全氟十六酸(PFHeA,≥95% )购自美国Alfa Aesar公司,MPFOA(13C8,50 mg/L,≥98% )和MPFHxA(13C5,50 mg/L,≥98% )购自美国剑桥公司,MPFOS(13C4,50 mg/L,＞98% )和MPFUnA(13C2,50 mg/L,＞98% )购自美国威灵顿公司。
为减少瓶壁的吸附作用,采用聚丙烯瓶盛放采集的水样,并保存于4 ℃条件下,同时加入Tris-base缓冲盐(5.0 g/L)。依次用10 mL甲醇和10 mL水活化固相萃取小柱,流速5 mL/min。取500 mL水样,以5 mL/min 上样。对于WAX和PAX小柱,依次采用8 mL乙酸铵(25 mmol/L,pH 4)、5 mL甲醇淋洗,抽干小柱后用4 mL含0.1%氨水的甲醇溶液洗脱两次;对于HLB小柱,抽干小柱后用4 mL甲醇洗脱两次。于50～60 ℃下氮吹浓缩至近干,甲醇定容至1 mL,过0.22 μ m尼龙针式滤膜,待上机分析。
色谱条件:色谱柱为ACQUITY UPLC BEH C18(100 mm×2.1 mm,1.7 μ m,美国沃特世公司);流动相为乙酸铵缓冲溶液(5 mmol/L,pH 9)(A)和甲醇(B);梯度洗脱条件:0～0.5 min,25%B; 0.5～5 min,25%B升至100%B; 5～6 min,100%B; 6～8 min,25%B;流速0.4 mL/min,柱温50 ℃,进样量5 μ L;采用内标法定量。
质谱条件:电喷雾负离子模式(ESI-),多反应监测(MRM),离子源雾化气压力、气帘气压力、离子源辅助加热气压力、入口电压和碰撞气压力分别设定为551.6 kPa (80 psi)、137.9 kPa (20 psi)、448.2 kPa (65 psi)、-10 V和68.9 kPa (10 psi),离子对扫描时间为5 ms,喷雾电压为-5000 V,加热器温度为650 ℃,接口加热器打开。母离子和碎片离子以及对应的去簇电压(DP)、碰撞能量(CE)、碰撞池出口电压(CXP)见表1。
由于PFCs(如PFOA)是聚四氟乙烯(PTFE)合成的助剂,PTFE材质的部件往往会析出PFCs,产生较高的背景污染。为避免引入高背景值,在实验中应该避免使用PTFE材质的部件。本研究采用全聚丙烯材质的进样小瓶,避免传统进样小瓶中的PTFE隔垫引入污染;流动相不经过脱气机脱气,色谱-质谱管路为PEEK塑料或不锈钢材质,在分析前使用100%甲醇冲洗整个管路;由于PFCs疏水性较强,易在进样器上残留,本研究用甲醇/水(80 ∶ 20,v/v)作为洗针液,消除PFCs的进样残留。另外,所有与样品接触的器皿,如采样瓶、量筒、烧杯等,均为聚丙烯材质,避免玻璃器皿表面对PFCs的强烈吸附。
采用乙酸铵缓冲溶液以改善色谱峰形,通过优化流动相的梯度洗脱条件,使14种PFCs在6 min内得到分离,明显小于文献[14, 17]报道的20 min分析时间。采用流动注射的方式,优化了雾化气、离子喷雾电压、离子源温度等参数,并对于不同PFCs,分别优化解簇电压、碰撞能量等参数,得到14种PFCs的MRM参数,见表1。全氟烷羧酸类化合物容易中性丢失CO2,生成[M-H-44]-离子,而全氟烷磺酸类化合物易碎裂生成SO-3离子。14种PFCs及4种同位素内标的MRM谱图见图1。
考察了乙酸铵的浓度(0、2、5、10和50 mmol/L,pH 7)和pH值(7、8、9和10,5 mmol/L)对PFCs质谱信号的影响。当流动相中不加入乙酸铵时,PFCs几乎没有质谱信号响应,说明PFCs无法有效地进行电喷雾离子化。随着乙酸铵浓度和pH的增加,含不同烃链的PFCs的信号响应发生不同变化:含C5～C7烃链(No.1至3)的全氟烷羧酸信号强度没有显著改变;含C8～ C14和C16烃链(No.4至11)的全氟烷羧酸信号响应随之增大;而含C4、C6和C8烃链(No.12至14)的全氟烷磺酸的信号响应呈下降趋势。本研究选择5 mmol/L,pH 9的乙酸铵溶液作为流动相,此时14种PFCs的平均信号响应最大。
在固相萃取条件优化之前,分别在4和8 mL含0.1%氨水的甲醇溶液中加入10 ng PFCs,考察氮吹浓缩的剩余体积(近干、约0.5 mL、约1 mL)和水浴温度(45、55、65 ℃)对PFCs回收率的影响,结果显示14种PFCs的回收率无明显差别。为节省氮吹浓缩时间并保证溶剂置换效果,本研究选择在50～55 ℃的水浴温度下氮吹浓缩至近干。
由于PFCs在环境水中浓度极低,需通过固相萃取进行富集浓缩。本研究比较了3种固相萃取小柱(HLB、WAX和PAX)的富集效果,结果显示WAX小柱的回收率好于HLB和PAX小柱。另外，由于本研究涉及的PFCs种类多,疏水性质差异较大,在HLB小柱上难以用一种浓度的甲醇同时进行淋洗净化使PFCs达到较高的回收率;在WAX混合型固相萃取小柱上,由于PFCs可通过更强烈的离子交换作用吸附于小柱填料上,所以可通过采用甲醇淋洗,去除由于疏水作用吸附在小柱上的各种杂质,同时保证PFCs良好的回收率,因此本研究选择WAX小柱。
为消除水样中复杂基质对质谱信号的抑制作用以及背景信号较高的现象,本研究在WAX小柱上通过离子交换作用锁定已吸附的PFCs后,采用高浓度甲醇溶液淋洗以取得良好的净化效果。考察了5 mL 25% 、50%和100%甲醇净化引起PFCs的损失情况,结果显示采用高浓度甲醇溶液净化并未引起PFCs损失,因此本研究选择采用5 mL 100%甲醇净化。
本研究中选择在甲醇洗脱液中加入氨水,以破坏PFCs和小柱填料之间的强离子交换作用,使PFCs得以顺利洗脱。为取得良好的洗脱效果,采用4 mL含0.1%氨水的甲醇溶液洗脱3次,考察每次洗脱的回收率,见图2。结果显示经过2次洗脱后,保留在WAX小柱上的PFCs几乎被全部洗脱,因此本研究选择采用4 mL 0.1%氨水甲醇溶液洗脱2次。
在上述优化的固相萃取条件下,考察手动和自动固相萃取装置的固相萃取效果,见图3。对于含C5～C8烃链的全氟烷羧酸(No.1至4),两种装置的固相萃取回收率均较高,分别为95% ～116%和87% ～95% ,而对于含C9～C14烃链的全氟烷羧酸(No.5至11)与含C4、C6和C8烃链的全氟烷磺酸(No.12至14),采用手动装置的回收率明显大于自动装置。推测原因是PFCs具有一定的疏水性,在上样过程中可发生管路吸附,而自动装置的上样管路相对较长,导致长链PFCs的管路吸附损失较大。因此本研究选择手动固相萃取装置。
虽然经过固相萃取条件的优化PFCs的回收率得到提高,但是C10～C16 PFCs的回收率依旧偏低。有文献报道了类似结果,如PFTA的回收率仅为31%[18],但未做进一步研究。本研究通过使用甲醇振荡洗涤盛放过加标水样的聚丙烯瓶内壁,在甲醇洗涤液中检出大量长链PFCs,说明在水样前处理过程中长链PFCs大量吸附于瓶/管壁上。为抑制PFCs在瓶/管壁上的吸附作用,加入甲醇至不同体积分数助溶,结果见图4。随着水样中甲醇体积分数的增加,长链PFCs的回收率明显增加,除PFPA外,其余PFCs保持较高的回收率。水样中加入甲醇,一方面降低长链PFCs因瓶/管壁吸附的损失,另一方面导致固相萃取小柱对疏水性较弱的PFPA富集能力下降。综合考虑,本研究选择在水样中加入甲醇至其体积分数为5%,在一定程度上抑制了PFCs在瓶/管壁上的吸附,提高了长链PFCs的回收率。
配制14种PFCs混合标准溶液(0.1、0.2、1.0、2.0、5.0、10、20和50 μ g/L),采用优化后的仪器条件分析,得到标准曲线及相关系数。仪器精密度通过连续6次分析1.0 μ g/L 混合标准溶液,计算其峰面积的相对标准偏差(RSD)而得。方法检出限(LOD)和定量限(LOQ)分别是通过低浓度混合标准溶液,经过前处理后上机分析,通过3倍和10倍信噪比(S/N)计算得到(见表2)。
由表2可以看出，PFCs在0.1～50 μ g/L 范围内线性关系良好,相关系数均大于0.99,RSDs为3.3% ～10.4% ,LODs为0.09～1.15 ng/L,LOQs为0.29～3.85 ng/L。
在500 mL不含待测组分的自来水中加入低、中、高3个浓度的PFCs(加标水平为2、10和20 ng/L),按照优化的条件,考察前处理方法的性能,见表3。8种PFCs(PFHxA、PFHpA、PFOA、PFNA、PFDA、PFBS、PFHxS、PFOS)在低、中、高加标水平下的平均回收率较高,分别为85.0% 、120.2%和117.4% ,平均RSD分别为9.2% 、9.0%和6.6% 。PFPA、PFUnA、PFDoA、PFTrDA、PFTA和PFHeA的回收率相对较低,主要由于前处理过程中在采样瓶和固相萃取装置管路等壁上的吸附造成的,3种加标水平下的平均回收率分别为28.9% 、43.4%和53.0% ,平均RSD分别为5.0% 、4.9%和6.9% 。
应用优化的方法,调查南方某淡水湖水样中短链和长链PFCs的污染状况,结果见表4。结果显示在一天内采集的4个不同位置的水样中均检出4种短链和 5种长链PFCs,质量浓度为41.29～49.05 ng/L 和98.43～111.02 ng/L;短链PFCs主要包括PFBS和PFHxA,长链PFCs主要包括PFOS、PFOA和PFHxS。检出的PFOA和PFOS的质量浓度分别为40.36～47.19 ng/L、31.05～32.88 ng/L,均低于美国环境保护署(EPA)推荐的PFOS和PFOA标准限值(0.2 μ g/L 和0.4 μ g/L)[19]。在该淡水湖水样中检出一定含量的短链和长链PFC,说明周围的人类活动已对其产生影响,鉴于PFCs的POPs特性,需要引起重视,加强相应的水环境保护。
本文建立的混合型固相萃取-液相色谱-串联质谱法,在色谱-质谱条件、固相萃取程序和装置、溶剂助溶条件等较系统优化研究的基础上,实现了对水体中理化性质差异较大的14种短链和长链PFCs(C5～C16)的同时分析,并应用于南方某淡水湖水样分析。结果表明本方法分析速度快、准确度和灵敏度较高,适用于环境水体中短链和长链PFCs的同时测定。
2014, Vol. 32 Issue (9): 919-925
PDF (1162 KB)
2014, Vol. 32 Issue (9): 919-925
PDF (1162 KB)