超高效液相色谱-串联质谱法测定污水和污泥基质中的20种全氟及多氟化合物

陈勇杰 张蓓蓓 陈国松 赵永刚 王济奎

摘 要 建立了适用于测定污水和污泥两种基质中全氟-多氟化合物（PFASs）的样品前处理方法和仪器检测方法，用于测定污水和污泥两种介质中20种PFASs： 9种全氟羧酸（PFCAs）、3种全氟磺酸（PFSAs）、2种N-烷基全氟辛基磺酰胺乙醇（FOSEs）、2种N-烷基全氟辛基磺酰胺（FOSAs）和4种氟调醇（FTOHs）。对于污水样品，采用WAX固相萃取小柱对样品进行净化及富集，WAX小柱活化上样后，分别用4 mL甲醇和3 mL甲醇（含0.5%（V/V）NH4OH）依次洗脱非离子型全氟化合物（FOSEs、FOSAs和FTOHs）和离子型全氟化合物（PFCAs和PFSAs），相应的洗脱液定容后，用液相色谱-质谱进行检测。对于污泥样品， 采用加速溶剂萃取法，以乙腈为萃取剂对所有目标物进行萃取，萃取液经氮吹浓缩，过石墨化碳柱净化后检测。结果表明，水样和污泥样品中20种PFASs的平均加标回收率分别为62%～130%和71%～126%，相对标准偏差为0.9%～12.7%和0.4%～15.2%，方法定量限分别为0.24～4.32 ng/L和0.04～0.12 ng/g。本方法前处理简单，灵敏度高，重现性好，适用于工业污水及污泥基质中多种PFASs的同时检测。

关键词 全氟化合物; N-烷基全氟辛基磺酰胺乙醇; N-烷基全氟辛基磺酰胺; 氟调醇; 污水; 污泥

1 引 言

全氟-多氟化合物（Per- and polyfluoroalkyl substances，PFASs）是化合物中烷基链上的氢原子全部或部分被氟原子取代，并在氟化链末端连有不同类型官能团的一类化合物的统称。由于PFASs具有特殊的物理化学性质和优良的表面活性，被广泛应用于各类化工产品和日常消费品中 [1，2]。 因PFASs在生产、生活中的广泛使用，并持续大量地进入自然环境中，PFASs在大气[5]、土壤[6，7]、底泥[8，9]、淡水[10]、海水[11]、室内灰尘[12]甚至野生动物[13，14]和人类血清[15]等各类介质中被广泛检出; 同时，稳定性极强的C-F键使得PFASs难以发生水解、光解、微生物降解和生物代谢反应。PFASs通过呼吸、食物或饮水进入人体后，具有蓄积效应，严重威胁人类健康。近年来，PFASs带来的环境污染问题和健康问题已成为环境科学和毒理学研究的热点。目前，我国颁布的有关全氟化合物国家标准中的目标物多局限于全氟辛基羧酸（Perfluorooctanoic acid，PFOA）和全氟辛基磺酸（Perfluorooctane sulfonate，PFOS）两种常见的化合物，而且该标准仅适用于氟化工产品及消费品[28，29]，相关污水及污泥等环境基质中全氟化合物的检测标准仍是空白。因此，开发污水及污泥基质中各类PFASs检测方法，对于环境中全氟化合物的长期监测工作具有重要意义。

近年来，已有很多全氟化合物环境迁移转化和污染监测等方面的研究，但多局限于具有代表性的PFASs。如王懿[16]和孙殿超[17]等分别建立了针对土壤和地表水中多种PFASs的分析检测方法，其检测目标物均是以PFOA和PFOS为代表的全氟烷酸类化合物（Perfluoroalkyl acids，PFAAs）。而有关PFASs的前驱物（氟调醇类化合物（Fluorotelomer alcohols，FTOHs）和全氟辛烷磺酰胺类化合物（Perfluorooctane sulfonamides，FOASMs））的环境检测方法的开发研究则较少。Kelly等[18]的研究表明，FTOHs能被空气中的氯原子和羟基自由基氧化成氟调聚醛类化合物（Fluorotelomer Aldehydes， FTALs），而全氟调聚醛类化合物会进一步转化为全氟羧酸。 Antoniotti等[19]的研究表明， 全氟磺酰胺类化合物和全氟磺酰胺乙醇类化合物同样会与氯原子及羟基自由基反应生成全氟羧酸和全氟磺酸。环境中PFASs的前驱物是PFAAs的重要来源，因此， 建立能同时检测环境中PFASs及其前驱物的方法， 对于全面评价环境中PFASs的污染程度尤為必要。

目前，挥发性的PFASs前驱物FTOHs和FOASMs通常采用气相色谱-串联质谱（GC-MS）法[18～20]和固相萃取-液相色谱-质谱法[21]测定， 很少有研究采用一种超高效液相色谱-串联质谱（UPLC-MS/MS）检测方法同时检测20种不同种类的PFASs[22]。 本研究通过优化固相萃取和加速溶剂萃取的前处理方法以及UPLC-MS/MS仪器方法，建立了污水和污泥两种基质中PFCAs、PFSAs、FOSEs、FOSAs和FTOHs等20种化合物的提取分析方法。本方法操作简单，灵敏度高，重现性好，适用于各类基质复杂的污水和污泥样品中多种PFASs的同时分析检测。

2 实验部分

2.1 仪器与试剂

ACQUITY UPLC超高效液相色谱仪（美国Waters公司）; AB SCIEX QTRAP 5500质谱仪（美国AB公司）; 固相萃取装置（美国Supeco公司）;  Oasis HLB和Oasis WAX固相萃取柱（150 mg/6 mL，美国Waters公司）;  Supelclean ENVI-18 固相萃取柱（500 mg/6 mL，美国Supelco公司）; 石墨化碳黑净化柱Cleanert Pesticarb-SPE Cartridges （500 mg/3 mL，美国Agela公司）; 加速溶剂萃取仪（美国DIONEX公司）; 氮吹浓缩仪（美国Zymark公司）; 0.2 μm GHP膜针头式过滤器（美国Waters公司）; 0.45 μm混合纤维素滤膜（英国Whatman公司）; Milli-Q超纯水仪（美国Millipore公司）; 涡旋混合器（日本LMS公司）; GM-0.33A真空泵（中国津腾公司）; 聚丙烯针筒式固相萃取上样器（美国Waters公司）。

2.2 UPLC-MS/MS仪器方法

氟调醇类和全氟辛基磺酰胺乙醇类的母离子选用在ESI负离子模式下形成的醋酸加合物，此加合物在较高离子源温度下易分解，产生母离子信号偏低的情况，所以将3类挥发性的PFASs前驱物（FOSAs、FOSEs和FTOHs）的离子源温度设置在150℃。而母离子较稳定的两类PFASs：PFCAs和PFSAs，为了提高母离子的离子化效率，将其温度设置在600℃。因此，本研究开发了两种LC-MS方法分别检测8种PFASs前驱物（LC-MS方法1）和12种全氟烷酸（LC-MS方法2）。两种方法均采用ACQUITY UPLC BEH C18色谱柱（50 mm×2.1 mm， 1.7 μm）为分离柱，Waters Isolator色谱柱（50 mm×2.1 mm）为预柱，流动相均为甲醇（A）和2 mmol/L乙酸铵溶液（B），流速均为0.3 mL/min，内标法定量。LC-MS方法1的梯度洗脱程序： 0～2 min，50% A; 2～14 min，  50%～80% A; 14～15 min， 80%～100% A; 15～18 min， 100% A; 18～19 min，100%～50% A; 19～21 min， 50% A。LC-MS方法2的梯度洗脱程序： 0～1 min， 10% A; 1～15 min， 10%～100% A; 15～18 min， 100% A; 18～19 min， 100%～10% A; 19～20 min， 10% A。LC-MS方法1的进样量为5 μL; LC-MS方法2的进样量为2 μL。

质谱条件： 两种LC-MS方法均采用电喷雾离子源（ESI），负离子扫描，多反应监测（MRM）模式。LC-MS方法1的质谱参数： 气帘气（CUR）： 25 psi;离子化电压（IS）： 4500 V; 离子源温度（TEM）： 150℃; 喷雾器（GS1）： 55 psi;辅助加热器（GS2）： 65 psi。LC-MS方法2的质谱参数： 气帘气（CUR）： 25 psi; 离子化电压（IS）： 4500 V; 离子源温度（TEM）： 600℃; 喷雾器（GS1）： 35 psi;辅助加热器（GS2）： 65 psi。各物质离子对优化后的质谱参数见表1。

x2.3 污水样品及污泥样品前处理方法

2.3.1 污水样品前处理方法 取250 mL污水样品于聚乙烯样品瓶中，经混合纤维素滤膜抽滤后，分别加入4种同位素内标物5 ng，混合均匀，进行固相萃取。先后用2 mL甲醇（含0.1%（V/V）NH4OH）、4 mL甲醇和6 mL超纯水活化WAX柱，然后上样。由于普通固相萃取管路由聚四氟乙烯制成， 对PFASs的检测存在干扰，本研究采用Wates公司生产的聚丙烯针筒式上样器（由聚丙烯容器、阀门和接口组成），阀门控制上样流速约3 mL/min。上样完毕后，用3 mL甲醇水溶液（含20%（V/V）MeOH）清洗WAX柱，氮吹WAX柱30 min至干。用4 mL甲醇对FOSAs、FOSEs和FTOHs进行洗脱，洗脱液用甲醇定容至5 mL，经0.2 μm GHP膜过滤后，转移至300 μL聚丙烯进样小瓶，采用LC-MS方法1进行仪器分析。用3 mL甲醇（含0.5%，（V/V）NH4OH）对PFAAs进行洗脱，洗脱液氮吹浓缩至0.5 mL，涡旋2 min， 经0.2 μm GHP膜过滤后，转移至300 μL聚丙烯进样小瓶，采用LC-MS方法2进行仪器分析。用250 mL超纯水作为空白样品。

2.3.2 污泥样品前处理方法 污泥样品在

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5℃下冷冻干燥48 h，取10 g（干重）污泥样品加入4 g硅藻土，研磨至60目，过筛。萃取池池底加滤膜后，先用1 g硅藻土填满池底，再将土壤样品加入萃取池，分别加入4种同位素内标物10 ng。用硅藻土填满萃取池后，用加速溶剂萃取仪萃取： 萃取溶剂为乙腈; 静态萃取时间： 8 min; 40%淋洗; 循环2次; 萃取温度： 100℃; 压力： 1500 psi。萃取液从收集瓶转移至氮吹瓶中氮吹至1 mL后，用石墨化碳黑柱過滤，除去污泥中的杂质[23]。用6 mL甲醇将目标物从碳黑柱上洗脱，洗脱液氮吹至1 mL，经0.2 μm GHP膜过滤后，转移至300 μL聚丙烯进样小瓶，采用LC-MS方法1和LC-MS方法2进行分析。用10 g石英砂作为空白样品。

3 结果与讨论

3.1 固相萃取柱的选择

取250 mL超纯水于聚乙烯样品瓶中，加入混合标准溶液和内标溶液，其中12种PFAAs的添加水平为20 ng/L，8种前驱物的添加水平为40 ng/L，4种内标物的添加水平为20 ng/L， 考察3种固相萃取柱（C18、HLB和WAX）对PFASs回收率的影响。WAX萃取柱按前述最终方法进行活化和洗脱。

HLB和C18萃取柱均用5 mL甲醇和6 mL超纯水进行活化，4 mL甲醇进行洗脱，洗脱液定容至5 mL后进样分析，结果见图1。 结果表明，8种中性前驱物的回收率在3种萃取柱中基本无差异。但使用HLB萃取柱和C18萃取柱时，PFBA、PFPeA、PFHpA、PFBS和PFHxS等短链全氟烷酸的回收率较低。由于HLB和C18萃取柱与目标物仅存在非极性相互作用，而短链全氟烷酸由于极性较强，与萃取柱的吸附作用较弱，回收率较低。 而WAX萃取柱填料成分的化学式中包含一个哌嗪环，其上的氮原子在中性条件下带正电; WAX萃取柱除了与短链全氟烷酸有非极性相互作用，还有离子相互作用，故短链全氟烷酸在WAX萃取柱上回收率较好。

3.2 固相萃取洗脱溶液的选择和优化

不同体积（2、4、6和8 mL）甲醇溶液对目标物洗脱时，随着洗脱液体积的增加，  第二次洗脱的长链羧酸（如PFUnDa和PFDoDa）的回收率下降，可能是过量的甲醇会将部分长链羧酸在第一次洗脱过程中洗脱下来。选择4 mL甲醇为第一次洗脱的洗脱溶液。

The numbers of compounds are the same as in Table 1结果表明，使用较高浓度的氨水-甲醇溶液导致较大的基质效应，并且由于氨水-甲醇溶液是由25%的浓氨水溶液配制而成，高浓度的氨水-甲醇溶液會引入较多的水，造成洗脱液的极性增强，使得洗脱能力下降，并延长了氮吹浓缩时间。如使用10%氨水-甲醇溶液作为洗脱剂，长链烷烃PFUnDa、PFDoDa和PFTeDa的回收率急剧下降。对比4种浓度的氨水-甲醇洗脱液，将0.5%氨水-甲醇作为第二次洗脱程序的洗脱液。对0.5%氨水-甲醇的体积（2、3和4 mL）进一步优化，结果表明，4 mL氨水-甲醇会造成氮吹浓缩时间过长，引起短链羧酸回收率损失。最终选择3 mL 0.5% 氨水-甲醇作为洗脱液。

3.3 加速溶剂萃取的条件优化

取10 g石英砂，采用标准加入法，考察各个实验条件对PFASs加速溶剂萃取回收率的影响，20种PFASs和4种内标物的添加水平均为1 ng/g。首先对萃取溶液种类进行优化，选用甲醇、甲醇/乙腈（1∶1， V/V）和乙腈作为萃取溶液对回收率进行考察，其余萃取条件保持一致： 静态萃取时间： 8 min; 40%淋洗; 循环2次; 萃取温度： 100℃; 压力： 1500 psi。结果表明，甲醇和甲醇-乙腈（1∶1，V/V）溶液对氟调醇类和长链羧酸的萃取效果不理想： 对8∶2 FTOH和10∶2 FTOH基本没有萃取作用;  3种长链全氟羧酸（PFUnDa、PFDoDa和PFTeDa）的平均回收率仅为4.6%～42.7%和16.4%～52.6%。乙腈对20种PFASs目标物的萃取效果理想，因此选择乙腈作为加速溶剂萃取的萃取溶液。

以乙腈为萃取溶液，对萃取温度进行优化。考察在80℃、100℃、125℃和150℃条件下的回收率，结果表明，随着萃取温度升高，挥发性较强的中短链全氟羧酸（如PFBA、PFPeA、PFHpA、PFOA和PFDA）的回收率下降。最终选择萃取温度为100℃， 此条件下平均回收率较高，相对标准偏差较小。

3.4 方法的分析性能

用甲醇配制20种PFASs的系列标准溶液，以标准溶液浓度为横坐标，目标物峰面积与内标物峰面积之比为纵坐标，绘制标准曲线。以3倍信噪比作为仪器检出限，9倍信噪比作为仪器定量限。方法的回归方程、线性相关系数、仪器检出限和定量限见表2。配制7份平行样品： 在超纯水中添加1 ng/L的12种全氟烷酸目标物和10 ng/L的8种前驱物目标物，按照2.3节方法处理后进行仪器分析，计算其浓度的标准偏差s。采用在实际样品中加标方式，考察基质效应对20种PFAs回收率的影响。其中，污水中添加水平为40 ng/L，污泥中添加水平为1 ng/g，每个加标样品平行配制3份。污水和污泥样品中20种全氟化合物的平均加标回收率分别达到62%～130%和71%～126%，相对标准偏差为0.9%～12.7%和0.4%～15.2%。除PFTeDa在污泥样品中的平均回收率为126%和PFOA在污水样品中的平均回收率为130%，其余化合物的回收率均在60%～120%之间，满足环境样品痕量水平分析要求。

3.5 实际样品分析

应用本方法对无锡某污水处理厂的进出水、活性污泥及其8家上游接管工业企业的出水进行分析检测。8家接管企业涉及纺织、金属锻造、化学化工和化纤制造等多个行业。结果表明，8家企业的出水均检出不同浓度的PFASs。其中1家纺织厂（W-4）和1家金属锻造厂（W-3）的出水中检测出较高浓度的目标物。纺织厂出水中的PFASs总浓度高达400.5 ng/L，主要种类为全氟羧酸类（∑PFCAs=193.6 ng/L; 48.3%）和氟调醇类（∑FTOHs=124.0 ng/L; 31.0%）; 金属锻造厂出水中的∑PFASs高达162.5 ng/L，全氟磺酸类有较高浓度检出

由于国内无PFASs限值标准，参照美国环境保护署 （United States Environmental Protection Agency，US EPA）建议的PFOA和PFOS的安全参考值70 ng/L， 全部水样均未超标[23]。与国外污水与污泥基质中全氟化合物检测的相关文献比对： 日本[25]（污水： PFOA：14～41 ng/L，PFOS：14～336 ng/L）;韩国[26]（污水： PFOA：2～615 ng/L，PFOS：< LOD～68 ng/L，污泥： PFOA：< 1.5～5.3 ng/g，PFOS： 3.3～54.1 ng/g）; 德国[27]（污水： PFOA：20～73 ng/L，PFOS：1～85 ng/L，污泥： PFOA：ND～23 ng/g，PFOS：ND～120 ng/g），本次实验结果总体处于中低浓度水平。对检出化合物进行主成份分析：与本次实验结果类似，相关文献检出浓度较高的主要为短链全氟烷酸类化合物（≤ C8），这可能与短链全氟化合物在生产生活中被广泛使用有关。Becker等[27]对德国北巴伐利亚地区某污水处理厂PFASs的检出结果表明，该污水处理厂出水中PFOS和PFOA的含量分别是进水中含量的3倍和20倍。本实验对污水处理厂进出水检测结果也呈现相似的趋势： PFOS和PFOA的浓度由进水中的8.4 ng/L和17.0 ng/L分别上升到出水中的12.2 ng/L和46.4 ng/L; 与此同时，∑FTOHs从72.8 ng/L（进水）下降到27.2 ng/L（出水）。以上现象说明， 不稳定的前驱化合物（如FTOHs）在污水处理过程中可能会转化为稳定的全氟烷酸类化合物。因此，检测全氟化合物前驱物在环境中的浓度，对研究全氟化合物的污染水平和转化迁移行为具有重要意义。

4 结 论

建立了同时分析检测20种PFASs的样品前处理和仪器检测方法， 将3类挥发性的PFASs前驱物与代表性的全氟烷酸类集成到同一分析检测方法。 本方法操作简便、灵敏度高、准确性好，适合于各类污水和污泥中PFASs的检测。

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