基于金屬有機骨架DUT-5-2的固相萃取-液相色譜-串聯質譜法快速檢測生活飲用水中17種全氟烷基物質

吳峰 胡月 郭萌萌 宋志靈 譚志軍 耿倩倩

1（青島科技大學化學與分子工程學院， 青島 266042）

2（中國水產科學研究院黃海水產研究所，農業農村部水產品質量安全檢測與評價重點實驗室， 青島 266071）

3（青島農業大學食品科學與工程學院， 青島 266109）

全氟烷基物質（Perfluoroalkyl substances，PFAS）是一類新型污染物（Emerging contaminants，ECs）。PFAS 由一端的疏水性氟化烷基鏈和另一端的親水官能團組成[1]，由于C—F 鍵的鍵能高，使得這類化合物具有很高的熱穩定性和化學穩定性。這種物理和化學性質的獨特組合以及疏水和疏油特性，使PFAS非常適合作為防水、防油材料以及抗摩擦劑[2]。因此，PFAS 被大量生產并應用于工業（造紙、紡織品、殺蟲劑、石油和礦物和金屬電鍍等）和消費品（食品包裝、化妝品和個人護理產品、油漆、表面活性劑、消防泡沫和防水產品）領域[3-4]。目前，由于PFAS 的廣泛使用，其在環境中的濃度相對較高，并且廣泛分布于世界各地的地表水、地下水等水體、沉積物和生物體中[5-6]。例如，在駱馬湖表層水中共檢測出15 種PFAS，∑PFAS 的含量范圍為46.09～120.34 ng/L[7]；在天津市主要河流中共檢測出12 種PFAS，∑PFAS 的含量范圍為3.93～357.85 ng/L[8]；在珠江水系北江和西江河水中PFAS 的分布和來源的調查[9]中發現，地表水樣中共檢測出11 種PFAS，旱季時∑PFAS 濃度范圍為0.775～441 ng/L， 雨季時為2.66～1060 ng/L；對黃土高原地下水樣品中殘留的PFAS 進行測定，∑PFAS 的含量范圍為2.78～115 ng/L[10]。由此可見，水環境中PFAS 污染現象普遍存在。生活飲用水作為水環境的一部分，是人類接觸PFAS 的重要來源之一，已受到越來越嚴格的管控。2016 年，美國環保局規定飲用水中全氟辛酸（Perfluorooctanoic acid，PFOA）和全氟辛烷磺酸（Perfluorooctanesulfonic acid，PFOS）[11-12]的累計含量不得超過70 ng/L；2020 年12 月，歐洲議會通過修訂版《飲用水指令》，明確飲用水中所有PFAS 濃度之和的限值為0.5 μg/L；2022 年3 月，我國發布GB5749-2022《生活飲用水衛生標準》[13]，明確規定生活飲用水中PFOA 和PFOS 的限量標準分別為80 和40 ng/L；2022 年12 月，生態環境部發布了重點管控新污染物清單（2023 年版），其中包括PFOA、PFOS、全氟己烷磺酸（Perfluorohexanesulfonic acid，PFHxS）及其鹽類和相關化學品。目前，我國尚缺乏對生活飲用水中PFAS 檢測的技術標準，因此，開發生活飲用水中PFAS的快速、準確和高靈敏的檢測技術是實現上述管控目標的重要基礎。

目前，針對生活飲用水等水體中PFAS 的檢測方法多采用液相色譜-串聯質譜法[14-16]。但是，由于水體樣品中干擾物甚多，并且樣品中PFAS 通常為痕量水平，難以直接檢出，因此需對水樣中目標分析物進行選擇性富集凈化。固相萃取法（Solid phase extraction，SPE）[17]是水體樣品最常用的樣品前處理技術，其基本原理是利用待測組分在固相填料中的選擇性吸附和洗脫，達到分離和富集的目的。SPE 的優點是萃取時間短、有機溶劑使用量少，集萃取和凈化為一體。但是，現有的用于水體樣品的SPE 法普遍存在SPE 柱成本較高、前處理過程上樣量大[15-16]、耗時長、選擇性差以及回收率低等缺點[17]。

本研究采用金屬有機骨架材料DUT-5-2 通過靜電相互作用和疏水相互作用實現對PFAS 的選擇性吸附，以此材料為吸附劑，組裝得到了能夠快速同時富集多組分PFAS 的SPE 柱，通過優化SPE 柱的上樣pH 值、洗脫劑用量及再生方法等，建立了固相萃取-超快速液相色譜-串聯質譜同時測定生活飲用水中17 種PFAS 的方法，并將其應用于實際生活飲用水樣品的檢測。本研究為PFAS 污染監控提供了準確、高效且經濟的方法。

1 實驗部分

1.1 儀器、試劑與材料

Prominence UFLC 液相色譜（日本Shimadzu 公司）；5500QTRAP 四極桿-線性離子阱復合質譜（美國AB SCIEX 公司）；XW-80A 旋渦混合器（上海醫大儀器廠）；Himac CR 22GⅡ高速離心機（德國Hitachi公司）；N-EVAP 112 氮吹儀（美國Organomation 公司）；Flexiwave 型微波合成儀（意大利Milestone 公司）；Milli-Q 超純水儀（美國Millipore 公司）；JSM-7500F 型掃描電子顯微鏡（SEM，日本電子公司）；D8 ADVANCE 型X 射線衍射儀（XRD，美國布魯克公司）；Nicolet Nexus IS10 型傅里葉紅外光譜儀（FI-IR，美國賽默飛公司）。

17 種標準物質及10 種內標物質，純度均大于98%，購于加拿大Wellington Labortories 公司，包括（1）外標物質：全氟己酸、全氟庚酸、全氟辛酸、全氟壬酸、全氟癸酸、全氟十一烷酸、全氟十二烷酸、全氟十三烷酸、全氟丁烷磺酸、全氟己烷磺酸、全氟庚烷磺酸、全氟辛烷磺酸、全氟壬烷磺酸、全氟癸烷磺酸、全氟十一烷磺酸、全氟十二烷磺酸、全氟十三烷磺酸；（2）內標物質：13C5-全氟己酸、13C4-全氟庚酸、13C8-全氟辛酸、13C9-全氟壬酸、13C6-全氟癸酸、13C7-全氟十一烷酸、13C2-全氟十二烷酸、13C3-全氟丁烷磺酸、13C3-全氟己烷磺酸、13C8-全氟辛烷磺酸。

甲醇和水（質譜級，美國Merck 公司）；乙酸銨（色譜級，美國Sigma Aldrich 公司）；氨水（ACS 級，美國Sigma 公司）；Oasis HLB 固相萃取柱（6 mL，200 mg， 美國Waters 公司）和Oasis WAX 固相萃取柱（6 mL，150 mg，美國Waters 公司）；固相萃取柱空柱套裝（6 mL，日照科譜諾公司）；Al（NO3）3·9H2O、4,4′-聯苯二甲酸（BPDC）和N，N-二甲基甲酰胺（DMF）。其余試劑如未作特殊說明均為分析純；實驗用水為超純水（18.2 MΩ·cm）。

1.2 SPE柱的組裝

首先制備DUT-5-2 金屬有機骨架吸附材料。按照Al（NO3）3·9H2O 與BPDC 的物質的量的比為1.3∶1的比例，將0.968 g Al（NO3）3·9H2O 和0.484 g BPDC 溶于60 mL DMF 中，攪拌至完全溶解。將混合溶液轉移至聚四氟乙烯的微波反應管中，采用微波合成儀進行微波反應，控制微波功率為200 W，以20 ℃/min的升溫速率升至120 ℃，持續反應60 min。冷卻至室溫后離心分離（4000 r/min，15 min），采用DMF 和甲醇分別洗滌沉淀2～3 次，在80 ℃真空干燥箱中烘干8 h，獲得DUT-5-2 金屬有機骨架材料。

采用上述合成的DUT-5-2 材料進行SPE 柱的組裝。取5 mg DUT-5-2 吸附材料置于雙層篩板之間并壓實，固定在6 mL SPE 空柱底部，備用。

1.3 SPE步驟

采用6 mL 甲醇和6 mL pH= 3 的純水活化SPE 柱。取20 mL 待測水樣，調節水樣的pH=3，加入內標物質（各1 ng）， 將水樣充分混勻后過SPE 柱，控制流速為每秒1 滴，棄去流出液。用4 mL 甲醇洗脫，收集洗脫液至10 mL PP 離心管中，于室溫下氮吹至略低于0.5 mL， 用甲醇定容至1 mL。渦旋混勻30 s， 超聲1 min， 以12000 r/min 離心10 min， 取上清液，待測。

1.4 儀器分析

液相色譜條件 Kinetex XB-C18色譜柱（100 mm×2.1 mm，2.6 μm）；延遲柱：C18色譜柱（50 mm×2.1 mm，5 μm）；柱溫：40 ℃；流速：0.30 mL/min；進樣量：5 μL；流動相A 為5 mmol/L 乙酸銨溶液，B 為純甲醇。洗脫梯度：0～1.5 min，10%B；1.6～2.0 min，10%～40% B；2.1～5.0 min， 40%～50% B；5.1～10.5 min，50%～95% B；10.6～14.0 min，95% B；14.1～16.0 min，95%～98% B；16.1～18.0 min，10% B。

質譜條件 電噴霧離子源（ESI），多反應監測（MRM），負離子模式；噴霧電壓：-4.5 kV；氣簾氣壓：0.24 MPa；碰撞氣壓：0.02 MPa；溫度650 ℃；碰撞室入口電壓：-10 V；碰撞室出口電壓：-12 V；駐留時間：20 ms；離子源Gas1: 0.34 MPa; Gas2: 0.34 MPa?；衔锏哪鸽x子、子離子、解簇電壓（DP）、碰撞能（CE）和碰撞室射出電壓（CXP）等參數見表1。

1.5 質量控制

為防止樣品前處理過程中引入高背景值，實驗過程中避免使用聚四氟乙烯材質的器皿，并且器皿在使用前用超純水和甲醇充分清洗。采用標準曲線校正，同位素內標法進行定量分析。每批樣品進行測試時，同時做空白實驗、基質加標實驗和線性實驗，空白實驗確保試劑空白中所有分析物的含量低于定量限；基質加標實驗加入PFAS 標準物質（0.5、2 和10 ng）和內標物（1 ng）驗證方法的準確度，回收率控制在60%～120%范圍內；采用至少5 個濃度點進行標準曲線的繪制，并且線性相關系數應達到0.995 以上。

2 結果和討論

2.1 DUT-5-2材料的形態和結構表征

2.1.1 SEM、XRD和FT-IR分析

采用SEM 對DUT-5-2 材料進行觀察。如圖1 所示，合成的DUT-5-2 材料呈不規則球形，粒徑在500～700 nm 之間，顆粒相對均勻，整體結構呈疏松多孔的典型形貌，此形貌特點有利于在吸附過程中提供更多的吸附位點，以增強對PFAS 的吸附效果。

圖1 微波合成的DUT-5-2 的掃描電鏡（SEM）圖像Fig.1 Scanning electron microscopy (SEM) image of DUT-5-2 synthesized by microwave-assisted method

DUT-5-2 的XRD 結果如圖2A 所示，在6.1°、12.1°和18.3°處的特征衍射峰分別與（010）、（020）和（030）晶面相對應，與文獻[18]報道的DUT-5（Al）基本一致，說明成功合成了DUT-5-2。圖2B 為DUT-5-2及其合成原料（Al（NO3）3·9H2O，BPDC）的FT-IR 光譜圖。DUT-5-2 和Al（NO3）3·9H2O 分別在3420 cm-1附近出現O—H 伸縮振動峰，DUT-5-2 與BPDC 在1430～1600 cm-1之間具有相似的苯環骨架振動吸收峰。上述結果進一步表明已成功合成DUT-5-2 材料。

圖2 （A）DUT-5-2 的X-射線衍射（XRD）譜圖；（B）DUT-5-2 及其原料Al（NO3）3·9H2O 和BPDC 的傅里葉變換紅外（FT-IR）光譜圖Fig.2 (A)X-ray diffraction(XRD)pattern of DUT-5-2;(B)Fourier transform-infrared(FT-IR)spectra of DUT-5-2,Al(NO3)3·9H2O and BPDC

2.1.2 DUT-5-2的比表面積、孔體積和孔徑的測定

DUT-5-2 的氮氣吸附-脫附等溫線如圖3 所示，在低壓段，N2吸附量（cm3/g）迅速增加（P/P0=0.0～0.1）。根據國際純化學與應用化學聯合會分類，DUT-5-2 呈現出Ⅰ型等溫線，這是微孔材料的典型特征。

圖3 DUT-5-2 的氮氣吸附-脫附等溫線Fig.3 Nitrogen adsorption-desorption isotherms of DUT-5-2

DUT-5-2 材料的微孔性能如表2 所示。DUT-5-2 的BET（Brunauer-Emmett-Teller）模型比表面積為1840 m2/g，孔體積為0.93 cm3/g，孔徑為0.85 nm。本研究合成的DUT-5-2 比文獻[18-19]報道的DUT-5 具有更高的比表面積，可為目標物質吸附提供更多的吸附位點，從而提高吸附容量。

表2 DUT-5的微孔性能Table 2 Microporous properties of DUT-5

2.2 DUT-5-2吸附劑用量

吸附劑用量是影響SPE 方法回收率的關鍵因素。吸附劑用量少會導致PFAS 吸附不完全，吸附劑用量過多可能使雜質吸附增加。以自來水為空白水樣，加標濃度為2 μg/L， 比較了不同用量（1、5、10 和20 mg）的吸附劑DUT-5-2 對SPE 回收率的影響。實驗結果表明，當DUT-5-2 的用量由1 mg 增至5 mg 時，方法回收率由36%提高至98%；當DUT-5-2 的用量超過5 mg 時，方法回收率并未顯著增加，維持在90%～100%之間。綜合考慮成本和環保，選擇DUT-5-2 的最佳用量為5 mg。

2.3 樣品前處理條件的優化

2.3.1 樣品溶液pH值的影響

樣品溶液的pH 值決定了吸附劑在溶液中所帶電荷的不同，導致其與PFAS 之間的作用力也不同[20-22]，進而影響SPE 對目標物的富集效果?？疾炝俗灾芐PE 柱在不同pH 值下對17 種PFAS 化合物的富集效果，結果如圖4 所示，當樣品溶液pH=2 時，17 種目標化合物的平均回收率范圍在51.0%～132.0%之間；當樣品溶液pH=3 時，17 種目標化合物的平均回收率范圍在63.1%～115.5%之間；當樣品溶液pH=4、5和8 時，17 種目標化合物的平均回收率最低值不足60%，最高值均超過120%。結合文獻[20]可知，當樣品溶液pH=3 時，DUT-5-2 吸附劑的表面帶正電荷，此時可以通過靜電相互作用有效地吸附PFAS；當樣品溶液pH＞4.83（等電點）時，DUT-5-2 的表面所帶電荷變為負電荷，導致與PFAS 之間產生靜電排斥，使其吸附效率降低。因此在后續實驗中，選擇將樣品溶液的pH 值調整為3 進行SPE。

圖4 樣品溶液的pH 值對PFAS 平均回收率的影響Fig.4 Average recoveries of PFAS at different pH values of samples

2.3.2 洗脫劑種類與用量的影響

不同極性的有機溶劑對化合物的洗脫能力不同，而洗脫劑用量會影響目標物解吸的程度，因此對洗脫劑種類與用量進行了優化。參考文獻[20]的方法，選擇甲醇、0.1%氨水-甲醇、0.5%氨水-甲醇和1%氨水-甲醇為洗脫劑，重復測定3 次，以平均回收率考察不同溶劑的洗脫效果。當洗脫劑為甲醇時，17 種PFAS 的平均回收率為63.1%～115.5%；當洗脫劑分別為0.1%氨水-甲醇、0.5%氨水-甲醇和1%氨水-甲醇時，有3～4 種目標化合物的平均回收率低于60%，有2～7 種目標化合物的平均回收率高于120%（圖5A，M 代表甲醇）。

圖5 （A）使用不同洗脫劑時各組分的平均回收率；（B）不同甲醇用量下各組分的平均回收率Fig.5 (A) Average recoveries using different types of eluting solvents; (B) Average recoveries of each component using different volumes of methanol

本實驗以簡化前處理步驟、減少有機試劑使用量為原則，進一步考察了不同體積的甲醇洗脫劑的影響。實驗結果如圖5B 所示，當甲醇用量為2 mL 時，PFHxA 的平均回收率超過120%，PFDoS 的平均回收率低于60%；當甲醇用量為4 mL 時，17 種目標化合物的平均回收率在63.1%～115.5%范圍內；當甲醇用量為6 mL 時，PFHxA 和PFNS 的平均回收率均高于120%。因此，選擇4 mL 甲醇作為洗脫劑，獲得了較滿意的洗脫效果。

2.4 方法學驗證

取適量PFAS 混合標準溶液和內標溶液，配制一系列濃度梯度的標準工作溶液，按照1.3 節的條件進行測定，以各組分和內標物的峰面積比值為縱坐標，各組分的質量濃度為橫坐標進行線性回歸分析，17 種化合物的線性良好，檢出限（S/N=3）為0.8～8.0 ng/L， 定量限（S/N=310）為2.5～25.0 ng/L（表3），遠低于生活飲用水中PFAS 的限量要求。

表3 17種PFAS目標物的線性范圍、回歸方程、相關系數、檢出限和定量限Table 3 Linear ranges, regression equations, correlation coefficients, limits of detection (LODs) and limits of quantification(LOQs) of 17 kinds of target PFAS

選用瓶裝純凈水、自來水和飲用礦物質水3 種日常生活中的常見生活飲用水[23]，分別添加0.5、2.0和10.0 μg/L 的混合標準溶液，每組設6 個平行樣，采用本方法進行檢測，計算加標回收率和相對標準偏差（RSD），結果見圖6。實際加標樣品測定的液相色譜-串聯質譜色譜圖見圖7。結果表明，17 種PFAS在瓶裝純凈水中的加標回收率為63.9%～116.6%之間，相對標準偏差（RSD）為0.59%～9.19%；17 種PFAS在自來水中的加標回收率為68.9%～119.0%，RSD 為1.1%～13.5%；17 種PFAS 在飲用礦物質水中的加標回收率為62.9%～119.9%，RSD 為0.4%～11.0%。上述結果表明，本方法的準確度和精密度良好，可應用于實際生活飲用水的檢測。

圖6 3 種生活飲用水樣品中17 種PFAS 的平均回收率Fig.6 Average recoveries of 17 kinds of PFAS in three types of drinking water

圖7 實際加標樣品中PFAS（2.0 μg/L）的提取離子色譜圖（圖中化合物序號與表3 一致）Fig.7 Extracted ion chromatograms of PFAS (2.0 μg/L) in actual spiked samples (The serial numbers of compounds are the same as those in Table 3)

2.5 自制SPE柱與商品化Oasis HLB和Oasis WAX SPE柱的對比

目前，水體中PFAS 的檢測方法常使用商品化的SPE 柱進行目標物的富集，如Oasis HLB 和Oasis WAX 均對PFAS 具有較好的富集效果。為探究本研究自制SPE 柱的優勢，選用Oasis HLB 和Oasis WAX兩種SPE 柱與自制SPE 柱進行比較，采用相同體積的瓶裝純凈水作為水樣進行加標，考察回收率。自制SPE 柱萃取步驟參照1.3 節，Oasis HLB 和Oasis WAX 的萃取步驟參考文獻[24]中的最優條件，平行測定3 次，具體實驗條件設置見表4。

表4 對比實驗的條件設置Table 4 Condition settings for comparative experiments

實驗結果如圖8 所示，自制SPE 柱的平均回收率在77.5%～120.0%范圍內，RSD 為0.1%～14.8%，相比于Oasis HLB 和Oasis WAX 兩種固相萃取柱的平均回收率（13.5%～127.8%和6.7%～120.7%）和RSD（0.1%～15.8%和0.4%～20.4%），其準確度和精密度更高；自制SPE 柱僅需4 mL 甲醇即可完全洗脫目標吸附物質，在15 min 內可完成整個萃取流程，相對于Oasis HLB 固相萃取柱需30 min 和Oasis WAX 固相萃取柱需40 min，其前處理步驟更加快速；以原料成本進行測算，自制SPE 柱的成本約為5 元/樣，遠低于Oasis HLB（約60 元/樣）和Oasis WAX（約70 元/樣）兩種SPE 柱，具有價格低廉的優勢。綜上所述，本實驗所使用的固相萃取柱較常用的Oasis HLB 和Oasis WAX 商品化SPE 柱，具有快速、經濟、準確度高和精密度好的優勢。

圖8 3 種SPE 柱的平均回收率Fig.8 Average recoveries of PFAS using three kinds of SPE columns

2.6 SPE柱的再生

以節約成本和環保為原則，對使用后的SPE 柱進行回收再生實驗。采用25 mL 甲醇于25 ℃、150 r/min的恒溫水浴振蕩中對吸附劑進行解吸，再用25 mL 超純水洗滌3 次，真空干燥，獲得再生一次的材料。使用再生后的材料重新組裝SPE 柱，并對其進行加標回收實驗。實驗結果表明，再生后的SPE 柱仍能有效吸附17 種目標化合物，并且經過4 次循環后，回收率在62.6%～119.2%范圍內，這表明自制SPE 柱具有良好的再生性能。

2.7 實際飲用水分析

應用本方法測定了18 份實際生活飲用水樣品（自來水、飲用礦物質水和瓶裝純凈水各6 份），發現部分樣品存在PFAS 污染，總量為9～394 ng/L（表5）;17 種PFAS 在瓶裝飲用水樣品中均未檢出;PFOA 和PFOS 在所有樣品中均未檢出。在2 份樣品中均檢出重點管控新污染物PFHxS，因此建議繼續開展對生活飲用水中PFAS 的污染監測工作。

表5 陽性水樣中PFAS的檢測結果Table 5 Concentrations of PFAS in contaminated drinking water samples

3 結論

以金屬有機骨架材料DUT-5-2 為吸附劑，組裝SPE 柱并進行SPE，實現了生活飲用水中17 種PFAS的同步富集和凈化，采用液相色譜-串聯四極桿/線性離子阱復合質譜進行測定，建立了一種快速檢測生活飲用水中17 種PFAS 的分析方法。本方法的上樣體積僅為20 mL， 省去了常規SPE 凈化方法的淋洗步驟，有效縮短了整個萃取流程的時間。本方法的靈敏度滿足生活飲用水中PFAS 的限量要求，準確度和精密度良好，適用于實際水樣的檢測。自制的SPE 柱價格低廉、可再生，并且可拓展用于更多PFAS 組分的檢測，具有良好的應用前景。本方法可改善我國實施PFAS 管控以來對生活飲用水中PFAS 檢測方法匱乏的現狀，為生活飲用水中PFAS 污染監測提供了經濟、高效和可靠的分析手段。