羧基化多壁碳納米管凈化－氣相色譜／質譜聯用技術測定土壤中18種多氯聯苯

"劉騰飛，楊代鳳，范 君，毛 健，孫靈湘，董明輝

（江蘇太湖地區農業科學研究所，江蘇蘇州215155）

多氯聯苯（Polychlorinated Biphenyls，PCBs）是環境中存在的一類典型的持久性有機污染物，其具有高毒、難降解、易遷移和生物累積等特性，雖然在全球范圍內禁用多年，但在多種環境介質［1－3］中仍廣泛檢出。土壤是環境中PCBs最重要的賦存介質，土壤中的PCBs可通過食物鏈傳遞和富集，經飲食攝入等途徑進入生物體內產生毒害作用。因此，建立快速、準確地檢測土壤中PCBs的方法，對于保護環境和農產品安全具有重要意義。

氣相色譜／質譜法（GC／MS）［1，4－6］是目前測定土壤中PCBs最常用的方法。但土壤基體復雜，當待測物PCBs含量較低時，提取液中的雜質對待測物的測定干擾極大，因此必須對土壤提取液進行凈化處理。現有凈化技術［5－9］大多操作繁瑣、速度慢、效率低，影響樣品檢測的時效性。多壁碳納米管（MWCNTs）是一種具有大比表面積和較強吸附性能的納米碳材料，近年來作為一種理想的凈化材料而被廣泛應用［10］，尤其是經過羧基化改性后，其比表面積和分散性增加，吸附能力增大，目前在農藥［11］、獸藥［12］、抗生素［13］等有害物質的殘留檢測中得到良好應用。本文作者［14－15］前期將羧基化多壁碳納米管（MWCNTs－COOH）與N－丙基乙二胺（PSA）聯用，成功用于茶葉及茶青樣品中PCBs檢測的凈化過程，獲得了優異的凈化效果，但對于土壤中PCBs檢測的研究尚未見報道。因此，本文利用MWCNTs－COOH作為吸附材料，基于分散固相萃取（DSPE）技術，建立了一種快速、準確地同時測定土壤中18種PCBs的GC／MS方法，該方法前處理簡單，凈化效果好，為土壤中PCBs污染物的監測提供了一種新方法。

1 實驗部分

1．1 儀器、試劑與材料

7890B－5977A氣相色譜－質譜聯用儀（美國，Agilent）；KQ－500DE超聲波清洗器（昆山超聲儀器公司）；TG16－WS臺式高速離心機（湖南湘儀實驗儀器公司）；K600粉碎機（德國，博朗）；HSC－24B氮吹儀（天津恒奧科技公司）；Direct－Q 5UV型超純水機（美國，Millipore）。

18種PCBs混合標準貯備溶液：PCB28、PCB52、PCB101、PCB118、PCB153、PCB138、PCB180、PCB81、PCB77、PCB123、PCB114、PCB105、PCB126、PCB167、PCB156、PCB157、PCB169、PCB189（質量濃度均為10mg／L，美國o2si）。標準溶液的配制：準確吸取10mg／L的18種PCBs混合標準溶液1mL，置于10mL容量瓶中，用正己烷定容，配成1mg／L的混合標準溶液，于4℃冰箱冷藏保存；使用前，取出放至室溫后，用正己烷逐級稀釋成5、10、50、100和500μg／L的混合標準工作溶液。基質匹配標準溶液的配制：稱取空白試樣，按照最優化提取凈化條件處理后，上機樣液用氮氣吹干，加入1．0mL不同濃度的混合標準工作溶液，振蕩混勻，過0．22μm有機濾膜，得到對應濃度的基質匹配標準溶液。

羧基化多壁碳納米管（長度：10～30μm，外徑：10～20nm，內徑：5～10nm，純度：＞95%，比表面積：＞200m2／g），N－丙基乙二胺（PSA，粒度40～60μm），石墨化碳黑（GCB，粒度40～120μm），十八烷基鍵合硅膠（C18，粒度40～60μm）（南京先豐納米材料科技有限公司）；正己烷（色譜純，瑞典歐普森）；丙酮，甲苯（分析純，上海國藥集團）；無水Na2SO4（分析純），使用前于450℃下灼燒4h；無水MgSO4（分析純），使用前于620℃下灼燒4h。實驗用水為超純水。

1．2 樣品制備及前處理

在當地某農產品（蔬菜、水稻、小麥）生產基地，采集縱向深度為0～15cm的表層土壤樣品。將土樣除去草根、石塊等雜物，在干燥通風自然條件下陰干，干燥后的土壤經四分法縮分，過2mm篩，取一定量裝入自封袋中密封，于陰涼干燥條件下儲存。稱取2．0g土壤樣品于50mL塑料離心管中，加水0．5mL，渦旋混勻，浸潤，加入1g無水Na2SO4和5mL丙酮－正己烷（1∶1，V／V）提取液，渦旋混勻，在500W功率下超聲提取15min，期間取出振搖2次，8 000r／min離心4min，取2．5mL上清液至試管中，氮吹至近干，加入甲苯5mL，渦旋混勻，待凈化。向待凈化液中加入0．02g MWCNTs－COOH和0．1g無水MgSO4，渦旋2min，以9 000r／min離心5min，取上清液氮吹至近干，加入1．0mL正己烷，渦旋混勻，過0．22μm有機膜，待測。

1．3 儀器條件

色譜條件：HP－5MS石英毛細管柱（30m×0．25mm×0．25μm）；進樣口溫度250℃；載氣為高純氮氣；恒流模式，流速1．2mL／min；不分流進樣；進樣量1．0μL。升溫程序：初溫80℃，保持2min；以20℃／min升溫至180℃，保持2min；再以3℃／min升溫至230℃，保持2min；再以10℃／min升溫至280℃，保持2min。

質譜條件：電子轟擊（EI）離子源，電離能量70eV，離子源溫度280℃，四極桿溫度150℃，傳輸線溫度280℃，檢測方式：選擇離子掃描（SIM），溶劑延遲5min。

2 結果與分析

2．1 儀器條件的優化

實驗根據18種PCBs的極性，選用弱極性、低流失的HP－5MS毛細管柱進行色譜分離，并根據靈敏度和分析時間，通過優化色譜升溫程序、載氣流速、進樣口溫度等參數，最終確定1．3色譜條件。在選定的色譜條件下，利用GC／MS全掃描方式，在m／z50～450范圍內對500μg／L的PCBs混合標液進行分析，得到總離子流（TIC）色譜圖，根據TIC譜圖通過NIST標準譜庫檢索，確定各目標物的保留時間，并在扣除背景后的質譜圖中，選擇豐度高、m／z大且基質干擾少的特征離子，分時段分別監測。18種PCBs的保留時間、特征離子及其豐度比參見文獻［15］。最優條件下的GC－MS色譜圖見圖1。

2．2 提取條件的優化

2．2．1 提取溶劑的選擇 PCBs為弱極性的疏水物質，根據相似相溶原理，采用正己烷為提取溶劑比較理想，加入適量丙酮對樣品有一定的滲透作用，有助于提高提取效率。由于土壤樣品含水分少，提取溶劑不易滲透，實驗在10μg／kg加標水平下，首先比較了加水與不加水對18種PCBs提取效果的影響。結果（圖2）顯示，土壤在不加水的情況下，18種待測物的回收率為88．9%～97．3%，加入0．5mL水浸潤后，回收率可提高至93．1%～109．1%，表明土壤加水浸潤后，能在一定程度上改善提取效果，因此實驗中將土壤樣品加水浸潤后再進行提取。在此條件下，分別以丙酮－正己烷（0∶1、1∶1、1∶2）作為提取溶劑考察對待測物的提取效率。結果（圖3）表明，以丙酮－正己烷（0∶1）為提取溶劑時，待測物的提取效率較差，回收率均低于15%；以丙酮－正己烷（1∶1）為提取溶劑時，待測物的提取效率最佳，回收率為94．7%～109．3%，優于丙酮－正己烷（1∶2）為提取溶劑時的回收率（88．0%～99．5%）。故選擇丙酮－正己烷（1∶1）作為最佳提取溶劑。

在此基礎上，考察了不同體積（5、8、10、12、15mL）提取溶劑對待測物提取回收率的影響。結果顯示，當提取溶劑體積為5mL時，所有待測物均可達到較好的提取效果，回收率為92．5%～108．0%，因此實驗選擇5mL作為最佳提取溶劑體積。

圖1 18種PCBs標準溶液（10μg／L）的選擇離子色譜圖Fig．1 SIM chromatogram of 18PCBs（10μg／L）standard solution1．PCB28；2．PCB52；3．PCB101；4．PCB81；5．PCB77；6．PCB123；7．PCB118；8．PCB114；9．PCB153；10．PCB105；11．PCB138；12．PCB126；13．PCB167；14．PCB156；15．PCB157；16．PCB180；17．PCB169；18．PCB189．

圖2 加水與否對土壤中18種PCBs加標回收率的影響Fig．2 Effect of water added or not on recoveries of 18 PCBs spiked in soil

圖3 不同提取溶劑對18種PCBs提取回收率的影響Fig．3 Effect of different extraction solvents on recoveries of 18PCBs

2．2．2 提取方法的選擇 實驗采用超聲提取方法提取土壤中的18種待測物，并在10μg／kg加標水平下，考察了超聲提取時間（5、10、15、20min）對待測物提取效率的影響。結果顯示，當超聲提取時間為5min時，18種待測物的回收率為61．5%～72．3%，回收率隨著超聲提取時間的增加而增大，當超聲提取時間為15min和20min時，待測物的回收率分別為94．0%～104．3%和96．9%～106．4%。綜合考慮回收率和分析時間，實驗選擇超聲提取時間為15min。

2．3 凈化條件的選擇

2．3．1 吸附劑種類和用量 實驗選擇MWCNTs－COOH、GCB、C18和PSA為DSPE吸附劑，分別對加標濃度10μg／kg的土壤提取液進行凈化，比較4種吸附劑的凈化效果。從凈化液顏色來看，經過超聲提取后，土壤提取液呈淺黃色，經MWCNTs－COOH吸附劑凈化后呈無色透明狀態，經其余吸附劑凈化后，溶液仍具有一定顏色；從回收率來看，以C18和PSA為吸附劑，18種待測物的回收率分別為80．2%～113．1%和80．9%～105．3%，而以MWCNTs－COOH和GCB為吸附劑，大多數待測物的回收率較差，低于70%，其中PCB81、PCB77、PCB126、PCB169 4種待測物的回收率均為0，這是由于2種吸附劑對平面結構分子具有極強的親和力［16］，而本研究中18種待測物分子因含有平面苯環而被吸附，從而導致回收率偏低。實驗在提取后濃縮過程中，以甲苯對提取劑丙酮－正己烷（1∶1）進行溶劑置換后再凈化，發現待測物的回收率得到了明顯提高，分別為91．9%～100．2%和88．9%～104．9%，說明加入甲苯通過競爭關系改善了2種吸附劑對平面結構分子的吸附。進一步考察了甲苯用量（2、3、4、5、6mL）對待測物回收率的影響。結果顯示，隨著甲苯用量的增加，待測物的回收率呈增大趨勢，當其用量為5mL時回收率分別為93．0%～105．5%和97．8%～109．2%，繼續增大甲苯用量至6mL時，回收率變化不大，因此選擇甲苯的最佳用量為5mL。綜合凈化效果和回收率因素，實驗選擇MWCNTs－COOH為最佳吸附劑。

在10μg／kg加標水平下，比較了不同 MWCNTs－COOH 用量（0．01、0．02、0．03、0．04g）對18種待測物回收率的影響。結果顯示，MWCNTs－COOH對土壤提取液凈化效果顯著，隨著其用量的增大，提取液顏色逐漸變淺，但部分待測物因被吸附劑吸附，造成回收率下降。當其用量為0．02g時，提取液趨于澄清透明，且所有待測物回收率均在91．9%～109．3%之間。因此，選擇MWCNTs－COOH的最佳用量為0．02g。

圖4為土壤提取液未經凈化和經0．02g MWCNTs－COOH凈化后的GC－MS色譜圖。結果顯示，MWCNTs－COOH可有效除雜，樣品凈化效果較好。

2．3．2 凈化時間的選擇 實驗在10μg／kg加標水平下，按1．3．3方法，設置渦旋凈化時間分別為1、2、3、4min，考察凈化劑作用時間對待測物凈化效率的影響。結果（圖5）顯示，當凈化時間為2min時，18種待測物的凈化效率最好，回收率為98．1%～109．3%。繼續延長凈化時間，部分待測物被吸附劑吸附，導致回收率下降。故選擇最佳吸附凈化時間為2min。

圖4 土壤提取液未經凈化（b）和經 MWCNTs－COOH凈化（a）后的色譜圖Fig．4 Chromatograms of soil extraction unpurified and purified with MWCNTs－COOH

圖5 凈化時間對土壤中18種PCBs加標回收率的影響Fig．5 Effect of cleanup time on recoveries of 18PCBs spiked in soil

2．4 基質效應

實驗以基質匹配標準曲線斜率與純溶劑標準曲線斜率比值評判基質效應的程度［17］：比值＞1，表明存在基質增強效應；比值＜1，存在基質抑制效應；比值越接近1，則基質效應越小；當比值遠離1，表明存在明顯的基質效應。表1結果顯示，18種待測物的標準曲線斜率比值均＞1，表明存在基質增強效應。為降低基質效應給結果帶來的誤差，本方法在實際土壤樣品檢測中采用基質匹配標準溶液進行定量。

2．5 線性范圍、檢出限和定量限

配制質量濃度為5、10、50、100、500μg／kg的基質標準工作溶液分別進行測定，以各PCBs定量離子的峰面積（y）對其質量濃度（x）繪制基質標準曲線，結果見表1。結果顯示，18種待測物在5～500μg／kg范圍內線性關系良好，相關系數不低于0．9998。以最低加標水平樣品色譜圖的3倍信噪比（S／N）和10倍S／N確定方法的檢出限（LOD）和定量限（LOQ）分別為0．5～1．4μg／kg和1．6～4．4μg／kg，見表1。

表1 18種PCBs的回歸方程、相關系數、線性范圍、基質效應、檢出限和定量限Table 1 Regression equations，correlation coefficients（r），linear ranges，matrix effects，limits of detection（LOD）and limits of quantitation（LOQ）for 18PCBs

（續表1）

2．6 回收率與精密度

稱取空白土壤樣品，按5、10、100μg／kg 3個添加水平進行加標回收實驗，每個水平做6次平行，采用本方法進行前處理和測定，計算加標回收率和相對標準偏差（RSD）。結果顯示，在3個加標水平下，18種待測物的平均回收率為90．1%～111．7%，RSD為1．2%～15．3%（表2），表明該方法穩定、可靠。

表2 18種PCBs在土壤中的加標回收率及相對標準偏差（n＝6）Table 2 Average recoveries and relative standard deviations（RSDs）of 18PCBs in spiked soil samples（n＝6）

2．7 與文獻方法的比較

將本方法與文獻報道的方法［11－14，31］從樣品處理時間、試劑用量、準確性、檢出限等方面進行比較，結果見表3。與其他方法相比，本方法具有前處理時間短、溶劑消耗少、操作簡單、快速等優點，因此可作為土壤中PCBs快速檢測的有效方法。

表3 本方法與文獻方法對土壤中PCBs檢測結果的比較Table 3 Comparison of this method with other methods reported in the literatures for the determination of PCBs in soil

2．8 實際樣品分析

采用該方法對當地農產品生產基地182個土壤樣品進行分析。在被檢測的土壤樣品中，有9．9%（18個）的土壤樣品檢出PCBs，含量在4．6～22．7μg／kg之間，遠高于我國背景地區／農村中PCBs的土壤背景值（0．424μg／kg）［18］，其中有55．6%（10個）的土壤樣品中PCBs含量在5．8～22．7μg／kg之間，高于全球土壤背景值（5．41μg／kg）［19］。由于PCBs可通過食物鏈威脅人體健康，因此該地區產地土壤中PCBs污染問題應引起重視。

3 結論

本文建立了測定土壤中18種PCBs的分散固相萃取凈化及GC／MS檢測方法。土壤基質復雜，含有較多的干擾雜質，經優化試驗，樣品經丙酮－正己烷（1∶1）超聲波提取，甲苯溶劑置換后，采用 MWCNTs－COOH DSPE凈化，獲得了較好的提取效率和凈化效果，18種待測物的加標回收率在90．1%～111．7%之間，RSD（n＝6）低于15．3%，LOD為0．5～1．4μg／kg，LOQ為1．6～4．4μg／kg。該方法操作簡單，凈化效果好，準確度高，穩定性好，為開展土壤中PCBs的檢測分析提供了有效方法。