無固定相分離-電感耦合等離子體質譜法在環境中痕量金屬納米顆粒分析中的應用

姜皓文, 李 健, 譚志強,4*, 郭瑛瑛, 劉艷偉,胡立剛, 陰永光,4*, 蔡 勇, 江桂斌

(1. 中國科學院生態環境研究中心， 北京 100085; 2. 中國科學院大學， 北京 100049;3. 浙江環境監測工程有限公司， 浙江 杭州 310012; 4. 國科大杭州高等研究院環境學院，浙江 杭州 310024;5. 佛羅里達國際大學化學與生物化學系， 美國佛羅里達州 邁阿密 33199)

金屬納米顆粒(MCN)是指含有金屬的納米顆粒,它可以是零價金屬、金屬氧化物、金屬硫化物、多種金屬復合或金屬與自然膠體復合而成的納米顆粒[1]。根據不同的來源,可將金屬納米顆粒劃分為天然金屬納米顆粒和人工金屬納米顆粒。人工金屬納米顆粒是人為制造的一類金屬納米材料。由于獨特的物理化學性能,人工金屬納米顆粒被廣泛應用于醫療、制藥、微電子、日常用品等各個領域[2]，其在制造和使用過程中不可避免地釋放到環境中。例如,水沖刷可導致二氧化鈦納米顆粒(TiO2NPs)從涂料與防曬霜中溶出[3,4];含銀衣物清洗可導致納米銀(AgNPs)溶出[5],最終進入水體環境。天然金屬納米顆粒是指在自然條件下通過一系列氧化還原、絡合、吸附/解吸等物理化學或微生物作用形成的金屬納米顆粒。例如,天然有機質可將金離子、銀離子分別還原成納米金(AuNPs)和AgNPs[6,7];汞在溶解性有機質或細菌的作用下可以生成硫化汞納米顆粒[8]。

人工與天然金屬納米顆粒均會與環境中的有機酸、無機鹽、大分子聚合物等相互作用,導致其表面特性發生改變[9]。離子強度、光照、pH、陽離子類型、有機質和自然膠體的種類和濃度等也會影響金屬納米顆粒的分散和團聚(如均相團聚和異相團聚)[9-11]。金屬納米顆粒還可在自然條件下發生一系列化學轉化,如氧化、氯化和硫化等[11]。這些金屬納米顆粒形貌結構、化學組成的變化使其原有的物理化學特性發生改變,從而進一步影響其環境遷移、轉化與生物攝入[12]。

金屬納米顆粒常用的分析檢測技術包括電鏡、光散射、光學成像和單顆粒-電感耦合等離子體質譜(SP-ICP-MS)等。掃描電鏡、透射電鏡(TEM)可對納米顆粒進行形貌、粒徑和化學組分分析,但其對納米顆粒含量要求較高(通常>1 mg/L),且樣品制備過程可能導致顆粒團聚與形貌的改變[16,17]。動態光散射(DLS)、多角度光散射(MALS)和納米顆粒跟蹤分析(NTA)缺乏對顆粒的特異性識別,不能有效區分不同組分的顆粒,且多分散體系分析時更傾向于呈現大顆粒信息[18-20]。SP-ICP-MS作為一種新興的納米顆粒分析技術可識別不同的顆粒,提供粒徑分布、顆粒濃度和離子濃度等信息,但無法實現小粒徑金屬納米顆粒的檢測,且相應離子濃度較高時會明顯干擾小顆粒粒徑的分析(例如10～80 nm)[21]。因此,單一檢測技術往往無法實現復雜環境基質中金屬納米顆粒的分析檢測。發展可靠的分離檢測聯用技術,去除復雜基質的干擾,提高粒徑檢測范圍和靈敏度,是環境中金屬納米顆粒分析的關鍵。液相色譜(LC)、凝膠電泳(GE)等含固定相分離技術與ICP-MS的聯用可有效對金屬納米顆粒按粒徑進行分離,并具有較低的元素檢出限[22,23]。但這類技術存在固定相對納米顆粒的吸附問題,導致分離通道堵塞與納米顆粒回收率低[1]。無固定相分離技術可以有效降低或避免固定相對納米顆粒的吸附,提高金屬納米顆粒的回收率。高效無固定相分離技術與高靈敏ICP-MS/SP-ICP-MS的在線聯用成為環境中金屬納米顆粒檢測的有力工具。本文針對環境中金屬納米顆粒的分離檢測,綜述了目前常用的無固定相分離技術，如流體動力色譜(HDC)、毛細管電泳(CE)、場流分離(FFF)等與ICP-MS以及SP-ICP-MS的聯用,并對相應技術的原理、應用和特點進行了總結與比較。

1 無固定相分離與傳統ICP-MS在線聯用技術

1.1 流體動力色譜

1.1.1HDC-ICP-MS聯用技術簡介

在HDC色譜柱中,不同粒徑納米顆粒所受的水動力效應不同,大顆粒更易遠離填充顆粒表面的低流速區域,而小顆粒更傾向于貼近填充顆粒移動。基于不同顆粒的速度梯度,HDC可以有效將金屬納米顆粒分離[24]。利用這一分離機制,HDC可使用無孔剛性顆粒填充色譜柱或使用不同孔徑的空毛細管作為色譜柱。其中,無固定相HDC可有效避免尺寸排阻色譜等存在的固定相對金屬納米顆粒物吸附的問題[25,26]。HDC可以與不同的檢測器同時聯用,如DLS、MALS[27]、紫外-可見光譜(UV-Vis)[28]和ICP-MS[29,30]。DLS、MALS和UV-Vis作為ICP-MS檢測的輔助手段可提供金屬組成與濃度以外的輔助信息,如金屬納米顆粒的水合粒徑、特征紫外可見吸收等。HDC-ICP-MS聯用技術具有極強的穩定性,適用于基質復雜的環境樣品,無需復雜的樣品前處理[29],不受待測顆粒密度、類型和環境溫度的影響,且顆粒表面涂層對其保留行為影響也較小,因此無需特異性尺寸校準顆粒即可精確給出待測金屬納米顆粒物的粒徑信息[31]。HDC-ICP-MS具有較寬的粒徑分析范圍(20～1 200 nm)和較低的檢出限(μg/L)[29]。此外,HDC-ICP-MS進行樣品分析的時間較短(一般小于10 min)[29]。HDC-ICP-MS也存在一定的缺陷,如對復雜多分散顆粒物分離效果較差,但儀器操作條件的優化可以一定程度上緩解這一問題[32]。

1.1.2HDC-ICP-MS聯用技術應用

表1總結了HDC-ICP-MS在線聯用技術在金屬納米顆粒分離檢測中的應用。HDC-ICP-MS以去離子水或表面活性劑為載液,可以實現自然水體[31,33]、市政廢水[29,30,33]、土壤[34]等環境基質中金屬納米顆粒的分離與檢測,回收率可達60%～98%。采用去離子水為載液,可成功實現自然水體和市政廢水中AgNPs的分離表征,如加標市政廢水的回收率也可達到60%～70%[33]。但以去離子水為載液時,在分離過程中可能存在納米顆粒團聚的問題,因此通常向載液中加入一定量的表面活性劑,以更好地分散金屬納米顆粒。同時,可向載液中加入緩沖液及甲醛(抗菌劑)[29,35],以進一步提升分離的穩定性。以0.002 mol/L Na2HPO4、0.05%十二烷基硫酸鈉(SDS)、0.2%非離子表面活性劑和0.2%甲醛作載液,在無需復雜樣品前處理條件下即可實現污泥上清液中AgNPs、TiO2NPs、SiO2NPs、Al2O3NPs和Fe2O3NPs的分離表征,有效避免了金屬納米顆粒在樣品前處理和分析過程中發生形貌變化,且單個樣品分析時間一般小于10 min[29-31,33]。HDC-ICP-MS在固相樣品中金屬納米顆粒的分離分析也具有極佳的性能。選用合適的提取劑可保持金屬納米顆粒物的原始狀態,實現土壤和多種生活用品(如防曬霜)中金屬納米顆粒的快速粒徑分離和元素組成分析[34,35]。在使用0.1% Triton X-100對土壤樣品進行提取后,以0.5 g/L SDS、1 g/L Triton X-100、1 g/L Brij L23為載液實現了土壤提取物中含鈦顆粒物的分離表征[34]。結合X射線熒光光譜(XRFA)、電感耦合等離子體發射光譜(ICP-OES)以及電鏡分析,證明了土壤中含鈦顆粒物主要以TiO2NPs的形式存在[34]。在最優的實驗條件下,HDC-ICP-MS可以實現對防曬霜中TiO2NPs和ZnO NPs的分離定量,且回收率高達90%～98%[35]。

1.2 毛細管電泳

1.2.1CE-ICP-MS聯用技術簡介

CE采用彈性石英毛細管作為分離通道,在分離通道兩端添加高壓直流電場,使帶電的納米顆粒隨電滲流向其電荷相反的方向遷移,根據不同的荷質比即可實現金屬納米顆粒的電泳分離[36]。CE在極小進樣體積下可以有效分離不同粒徑的固有荷電或吸附后荷電的金屬納米顆粒[37]。金屬納米顆粒的電泳淌度取決于其Zeta電位,而Zeta電位受顆粒的原有電荷狀態、背景電解質等因素影響。因此,背景電解質溶液的改變、金屬納米顆粒對配體與表面活性劑的物理/化學吸附均會改變金屬納米顆粒的Zeta電位,進而影響CE對金屬納米顆粒基于尺寸的分離[38,39]。可與CE連接的檢測器種類較多,LC適用的檢測器理論上均可應用于CE的檢測。但CE樣品注射量僅為納升,對環境樣品中痕量金屬納米顆粒的分離檢測往往需要與高靈敏度的ICP-MS聯用[37]。

本文提出基于最小生成樹的K-Means算法劃分腦區或ROI。利用隱馬爾科夫模型揭示了大腦不同網絡之間的轉換不是完全隨機發生的，這種非隨機的大腦網絡序列本身是有層次結構的，呈現出兩個不同的亞穩態網絡系統。基于SVD算法計算出網絡內聚力的大小，全面分析當前大腦狀態動力學的有關研究。

1.2.2CE-ICP-MS聯用技術應用

1.3 場流分離

1.3.1FFF-ICP-MS聯用技術簡介

場流分離是由Giddings課題組[53]在1966年提出的可用于大分子、膠體和顆粒分離的一種分離技術。當待測樣品在載流承載下流經超薄分離通道時,在垂直于樣品流動的方向施加一個可控的外加場,在外加場力和擴散力的共同作用下,使具有不同理化性質(粒徑、密度等)的分析物在分離通道的一定距離達到平衡[54]。根據零滑移假設,距離分離通道壁近的載液流速小,而遠的載液流速大,從而使處于不同流速載液中的分析物實現分離[54]。根據外加場力的不同,可將場流分離分為流場流分離(flow field-flow fractionation, FlFFF)、沉降場流分離(sedimentation field-flow fractionation, SdFFF)、熱場流分離(thermal field-flow fractionation)和電場流分離(electrical field-flow fractionation)等[55]。目前使用較多的是FlFFF和SdFFF。

FlFFF和SdFFF均為不含固定相的分離技術,可有效避免分析物與分離通道相互作用而導致的損失[56]。SdFFF的外加力場是垂直于樣品流動方向的離心力或重力,顆粒的分離取決于其當量球體直徑和顆粒密度[57]。FlFFF的外加力場是垂直于樣品流動方向的橫向流,顆粒的分離取決于其流體動力學直徑[57]。SdFFF具有較強的粒徑分離能力,可以同時檢測相應離子,但不適于小粒徑顆粒(<50 nm)的分離,而且計算顆粒的粒徑需要提前獲知其顆粒密度[58,59]。相對于SdFFF, FlFFF理論更為成熟,分離條件更加溫和,在分離過程中也不會破壞顆粒的形狀,并具有更低的粒徑檢出限(1 nm)[56]。FlFFF主要包括對稱流場流(symmetrical FlFFF, SF4)、非對稱流場流(asymmetrical FlFFF, AF4)和中空纖維流場流(hollow fiber FlFFF, HF5)[60]。SF4和AF4均使用大體積的長方體平板膜作分離通道。但相對于SF4, AF4不僅具有交叉流作用下的樣品松弛過程,還具有樣品的聚焦過程,聚焦過程的存在使AF4具有更高的分離效率[61]。AF4還具有操作更簡單靈活的特點,因此AF4的應用范圍遠遠超過SF4。HF5采用小體積的中空纖維作分離通道,對樣品的稀釋小,所需載液體積少,分析時間短[60]。FFF-ICP-MS的分離分析性能受離子強度、pH、表面活性劑、聚焦時間、流速和外加場力等因素影響。在場流分離過程中,應盡可能保持金屬納米顆粒在分析過程中的穩定性和分散性,減少膜對金屬納米顆粒的吸附,確保獲得最佳的分離效果[62-64]。

1.3.2FFF-ICP-MS聯用技術應用

SdFFF是最早與ICP-MS聯用的場流分離技術。SdFFF-ICP-MS具有較強的粒徑分離能力,但粒徑檢出限較高,且外加場易導致顆粒物形狀的改變,因此目前主要應用于不易發生形狀改變的金屬納米顆粒及環境膠體的分離表征和遷移轉化研究中[56,65-67]。在使用己烷去除化妝品中有機物之后,采用SdFFF-ICP-MS可以實現化妝品中TiO2NPs的分離表征[65]。利用SdFFF-ICP-MS可對不同粒徑環境膠體進行分析,可獲得這些環境膠體的元素組成(常量、微量和部分痕量元素)。SdFFF-ICP-MS揭示,表層土壤中鐵主要富集于小粒徑與大粒徑膠體中,而非中等粒徑膠體(～0.3 μm)[66]。SdFFF-ICP-MS也被用于分析不同粒徑膠體的元素比(如Fe/Al、Mg/Al),并進一步推斷膠體的礦物組成[66,67]。元素比分析顯示，高嶺土、蛭石、伊利石礦物在較寬的土壤粒徑范圍內均存在;相對而言,高嶺土在較大尺寸膠體中(>0.3 μm)較少[67]。利用土壤膠體粒徑和元素組成信息,可以推測土壤膠體導致的金屬運移[66]。

FlFFF-ICP-MS溫和的分離方式、強大的顆粒分離能力和較低的檢出限使其廣泛用于日常消費品、復雜環境介質和生物組織中金屬納米顆粒的分離表征。借助高效提取劑,FlFFF-ICP-MS可應用于水體、土壤和沉積物中金屬納米顆粒的分離表征。例如,以Na4P2O7為提取劑,采用AF4-ICP-MS成功實現了表層水中AgNPs、CeO2NPs和Fe2O3NPs等納米顆粒的分離表征[68];類似地,以Na4P2O7為提取劑,采用AF4-HR-ICP-MS可實現土壤中含鐵氧化物顆粒的粒徑分布和元素組成分析[69]。選擇合適的有機溶劑作載液還可以實現非水溶性樣品中金屬納米顆粒的分離表征。以四氫呋喃為載液,AF4-UV-MALS-ICP-MS/MS聯用實現了石油烴氣體冷凝物中金屬納米顆粒(如含汞納米顆粒)的分析,金屬顆粒的回收率為75%左右,相關結果得到了掃描透射電鏡-能量色散X射線光譜(STEM-EDX)的驗證[70]。FlFFF-ICP-MS還可有效區分金屬納米顆粒及金屬納米顆粒-蛋白結合物。例如,使用SF4-ICP-MS研究AgNPs與牛血清白蛋白、球蛋白和纖維蛋白相互作用,可得到AgNPs與這些蛋白質的結合常數[71]。另外,采用AF4-ICP-MS可以識別CdSe/ZnS核/殼量子點與單克隆IgG抗體的偶聯產物,量化量子點與抗體的生物偶聯效率[72]。

金屬納米顆粒在環境中的形態轉化對于理解其環境與生物效應具有重要意義。FlFFF-ICP-MS的高粒徑分辨率和高檢測靈敏度使其可以有效分離和識別新生成的納米顆粒,進而研究環境中顆粒物的演變,實現對新生成顆粒物的識別和定量。如AF4-MALS-ICP-MS能夠精準識別AgNPs在光照下的粒徑變化,進而研究AgNPs在光照下的溶解與團聚行為[73]。DLS對納米顆粒的環境團聚研究通常需要采用較高的濃度(～1 mg/L),其結果難以推廣至實際環境中低濃度人工納米顆粒的團聚行為。Tan等[74]基于HF5-ICP-MS優異的粒徑分離能力和極低的檢出限,實現了10 μg/L AgNPs在復雜環境基質(溶解性有機質、Na+/Ca2+)中的均相團聚研究,為環境相關濃度下人工金屬納米顆粒的團聚研究提供了新的手段。由于半透膜的存在,FlFFF聚焦與分離過程中往往會造成離子和小粒徑納米顆粒透出,因而無法實現離子、小粒徑與大粒徑顆粒的同時分析。通過在HF5徑向流出口位置連接富集小柱(MCC)實現銀離子的捕集,然后通過硫代硫酸鈉對MCC進行洗脫可以實現銀離子的定量分析;小粒徑(如小于2 nm)AgNPs和強絡合態銀離子無法被MCC捕集而直接進入檢測器;在MCC和HF5中間連接位置額外添加2% H2O2可使90%以上的小粒徑AgNPs氧化,僅強絡合態銀離子直接進入檢測器,通過兩次檢測的差值即可實現小粒徑AgNPs的定量[75]。采用以上手段,利用HF5-MCC-ICP-MS可成功實現銀離子和不同粒徑AgNPs的同時分離表征[75]。HF5-MCC-ICP-MS對多種銀形態的定量分析優勢也使其分析環境相關濃度(10～33.97 μg/L)下銀離子和AgNPs的轉化成為可能。研究發現,環境相關濃度下銀離子在光照下可生成小粒徑AgNPs(<2 nm與2.3 nm),而銀離子和AgNPs在廢水中會部分轉化為巰基結合態一價銀[74]。HF5-MCC-ICP-MS有效彌補了UV-Vis、DLS、TEM等常規分析手段對環境濃度下金屬納米顆粒表征的缺陷以及AF4-ICP-MS對離子與小粒徑金屬納米顆粒分析的不足[74,75]。表3對SdFFF-ICP-MS、HF5-ICP-MS、SF4-ICP-MS和AF4-ICP-MS在金屬納米顆粒分離方面的應用進行了列舉。

2 無固定相分離與SP-ICP-MS在線聯用技術

2.1 無固定相分離-SP-ICP-MS簡介

流體動力學粒徑、單個顆粒金屬質量計算粒徑等綜合信息有助于判斷金屬納米顆粒涂層厚度、純度以及顆粒的均相/異相團聚行為。SP-ICP-MS作為一項新興的金屬顆粒檢測技術,能夠對金屬納米顆粒的質量計算粒徑、粒徑分布和顆粒濃度進行表征,且具有極低的顆粒數檢出限[82]。HDC、CE和FFF等無固定相分離與SP-ICP-MS在線聯用技術可在一次分析中獲得金屬納米顆粒流體動力學粒徑、元素質量計算粒徑、顆粒物濃度等信息,三維圖像的繪制使金屬納米顆粒的信息更加直觀化,彌補了單一技術分析的不足[83-85]。

2.2 無固定相分離-SP-ICP-MS應用

SP-ICP-MS低顆粒數檢出限的優勢使得HDC-SP-ICP-MS可以實現飲用水中低至ng/L水平AuNPs的分析,流體動力學粒徑、單顆粒質量計算粒徑和顆粒濃度的獲取使其對AuNPs的表征更為全面[86]。HDC可以分離金屬離子和相應納米顆粒,因此HDC的預分離過程不僅可實現金屬納米顆粒和溶解態離子的同時表征,還有效避免了SP-ICP-MS金屬納米顆粒分析中金屬離子的干擾,降低了金屬納米顆粒的粒徑檢出限[87]。一般而言,球狀金屬納米顆粒的流體動力學粒徑與單顆粒質量計算粒徑相近,而棒狀金屬納米顆粒的流體動力學粒徑大于質量計算粒徑[31]。因此,對于較純的球狀與棒狀金屬納米顆粒,通過HDC-SP-ICP-MS獲得的元素質量計算粒徑和流體動力學粒徑的對照即可區分球狀和棒狀金屬納米顆粒[31]。類似地,均相聚集體的流體動力學粒徑與質量計算粒徑相近,而異相聚集體的流體動力學粒徑遠大于其質量計算粒徑,因此HDC-SP-ICP-MS也可區分金屬納米顆粒的均相聚集體和異相聚集體[83]。

CE的進樣體積僅在nL范圍。因此,在較小的進樣體積下,當分析物濃度較低時,需要考慮分析過程獲得的金屬納米顆粒的顆粒數是否具有統計學意義。在這一背景下,采用在線預濃縮手段,提高顆粒物濃度顯得尤為重要。使用反電極極性堆積模式對AgNPs進行預濃縮,可以使CE-SP-ICP-MS的靈敏度提高14.3～27.7倍[88]。具有不同涂層的金屬納米顆粒在CE中具有不同的電泳淌度,但當其電泳淌度差異較小時往往無法被完全分離[38]。CE-SP-ICP-MS可以獲得具有相同遷移時間顆粒的質量計算粒徑信息,進而實現了20、40、60 nm檸檬酸包裹AgNPs和40、60 nm聚乙烯吡咯烷酮包裹AgNPs混合物的分離表征[85]。

雖然通常情況下,FlFFF-SP-ICP-MS無法實現溶解態離子的分析,但FlFFF聚焦與分離過程金屬離子的透析去除減少了離子背景對SP-ICP-MS金屬納米顆粒分析的影響,降低了SP-ICP-MS的粒徑檢出限[84,89]。通過對銀離子的去除,AF4-SP-ICP-MS可實現低至ng/L水平AgNPs的分離表征;通過監測AgNPs在遷移過程中的粒徑變化并結合掃描透射電鏡和能量色散X射線光譜,證明了AgNPs遷移過程中均相聚集體和銀/聚合物異相聚集體的形成[89]。與其他基于SP-ICP-MS的聯用技術類似,AF4-SP-ICP-MS可以獲取金屬納米顆粒的多維信息,通過三維圖像的建立可以有效區分具有相同銀質量的AgNPs和Ag-SiO2核/殼納米顆粒[84]。表4對HDC、CE、FFF與SP-ICP-MS在線聯用技術在金屬納米顆粒分離表征方面的應用進行了總結。

3 無固定相分離技術的比較

HDC、CE和FFF與ICP-MS聯用技術在對環境中金屬納米顆粒的分離檢測方面表現出了極佳的能力,但3種分離技術也有自身的優勢和不足。FlFFF-ICP-MS為FFF-ICP-MS中理論更為成熟、應用更為廣泛的在線聯用技術。表5對HDC-ICP-MS、CE-ICP-MS和FlFFF-ICP-MS的特點進行了比較。在進行環境中金屬納米顆粒的分離檢測時應根據具體的研究問題選擇合適的無固定相分離技術。

表 5 3種無固定相分離技術與ICP-MS在線聯用技術相關特點總結

HDC、CE和FlFFF是分別基于水動力效應、電泳淌度和擴散系數3種不同分離機制的顆粒分離技術[58]。由于分離機制的不同,不同分離技術對待測物的要求也存在差異。HDC和FlFFF對分析物沒有特殊要求,而CE則需要待測顆粒物具有不同的荷質比,其可以通過本身荷電或化學修飾荷電,進而獲得不同荷質比。HDC相較于其他兩種分離技術具有更強的抗干擾能力和適應性,顆粒保留系數受顆粒涂層、顆粒密度、溫度和流速變化的影響較小或不受影響,因此某一顆粒制成的尺寸校準曲線可用于其他不同類型的顆粒[31,35]。CE對金屬納米顆粒的分離基于顆粒的電泳淌度,受顆粒電荷狀態、背景電解質的影響,因此電荷狀態、背景電解質、電滲流和溫度的變化以及顆粒與毛細管壁的相互作用均會影響分離的可重復性,選擇合適的分離介質條件和粒徑校正標準才能獲得未知樣品的可靠粒徑信息[38,39,91]。顆粒物在FlFFF中的保留時間受載流流速、外加場力、通道體積、通道高度、顆粒物尺寸以及膜對顆粒吸附的影響,在使用FlFFF對環境中金屬納米顆粒進行分析時要選擇合適的離子強度、pH、表面活性劑、聚焦時間、載流流速和外加場力等,保證金屬納米顆粒在分析過程的穩定性和分散性,減少膜對金屬納米顆粒的吸附[62-64]。

HDC、CE和FlFFF在粒徑分離范圍方面存在一定的差異。FlFFF(1 nm～100 μm)具有更大的粒徑分離范圍,適用于其他技術無法分離的大粒徑顆粒物的分離分析。HDC(5～1 200 nm)和CE(0.1～2 000 nm)分離粒徑相近,但HDC對小粒徑顆粒物的分離效果較差[32,37]。HDC、CE和FlFFF在進樣量方面存在明顯差異。受限于色譜柱和毛細管的體積,HDC和CE為了避免譜峰加寬,樣品進樣量分別為20～100 μL和1～10 nL,僅為分離裝置體積的10%左右。而FlFFF在樣品分離之前存在聚焦過程,進入裝置的顆粒物會在樣品輸入端附近聚焦,因此大體積的樣品可以直接注入FlFFF系統中,而不會使譜峰加寬,樣品的進樣體積可以從幾微升到幾十毫升[37,58,60]。大體積進樣的特點使FlFFF對環境中金屬納米顆粒的檢測靈敏度明顯高于HDC和CE,使其更加適用于環境中低濃度金屬納米顆粒的分離檢測[37]。

此外,HDC、CE和FlFFF在分離時間、尺寸分辨率和樣品回收率方面存在一定的差異。聚焦過程和外加場力的存在使FlFFF相對于HDC具有較好的粒徑分離效果,但同樣增加了顆粒的分離時間。

FlFFF系統中半透膜對顆粒物的吸附導致其樣品回收率較低[1,58,60]。HDC操作簡單易于實施,分析時間僅為10 min左右,擁有較好的樣品回收率,但存在粒徑分辨率較低的問題[32]。相對于其他分離技術,CE具有更高的粒徑分辨率,同時顆粒回收率較高[58]。HDC和CE可在一次實驗運行中同時對離子態和顆粒態金屬進行分析[1]。FlFFF由于聚焦過程中金屬離子可透過半透膜,通常FlFFF不能直接對溶解態離子進行分析。但FlFFF分析中,通過在線微柱富集透析出的金屬離子,經過洗脫也可對溶解態離子進行分離定量[74,75]。

4 結論與展望

環境中人工與天然金屬納米顆粒的表征與定量對分析方法提出了挑戰。無固定相分離技術與ICP-MS的在線聯用可以提供金屬納米顆粒的粒徑分布、化學組成、顆粒濃度等信息,在環境金屬納米顆粒的分離檢測中表現出極大的潛力。

但在實際應用過程中,無固定相分離與ICP-MS在線聯用技術仍存在一定的缺陷和不足,雖然其具有較低的元素檢出限,但環境中一些金屬納米顆粒的含量極低,實際環境濃度下金屬納米顆粒的遷移轉化研究仍受到一定程度的制約。顆粒物的形狀對其在無固定相分離裝置中的保留時間有重要影響,而無固定相分離技術的校正曲線多基于待測顆粒物為均一密度的球體,對實際環境樣品中非球體金屬納米顆粒的分析會存在偏差。納米顆粒標準物質的認證值通常為粒徑大小,濃度在某些情況下僅具有指示作用,缺乏基于納米顆粒物尺寸和顆粒數濃度認證的標準物質來進行濃度校準。因此,在未來應進一步研究非球體顆粒物在無固定相裝置中分離行為及其校正方法,同時發展基于顆粒物形狀、顆粒物尺寸和顆粒數濃度認證的標準物質,以應對實際環境金屬納米顆粒分離檢測的需求。

無固定分離技術與ICP-MS聯用可以充分發揮分離技術對顆粒物的粒徑分離以及ICP-MS的高靈敏度和多元素分析的優勢,進而獲得顆粒的粒徑分布和化學組成,但其難以區分不同涂層的金屬納米顆粒,無法對單個顆粒的多元素化學組成進行分析。無固定相分離技術與SP-ICP-MS的聯用可以通過比較顆粒物流體動力學粒徑和質量計算粒徑的差異對顆粒的純度進行分析,進而區分均相聚集體和異相聚集體。但SP-ICP-MS只能對單元素進行分析而無法獲得單個顆粒的多元素化學組成。近年來發展的SP-ICP-TOF-MS可以對單個納米顆粒上的多種元素進行同時分析,有望根據特定元素組成識別人工與天然金屬納米顆粒。無固定相分離技術與SP-ICP-TOF-MS的聯用將會為環境中金屬納米顆粒的分析檢測提供新的信息,促進金屬納米顆粒的環境過程、地球化學循環、生態毒理學等相關研究的深入開展。