新污染物是指具有生物毒性、环境持久性和生物累积性等特征，对生态环境或人体健康存在较大风险，但尚未纳入环境管理，或者现有管理措施不足以应对的有毒有害化学物质。2022年5月，国务院印发了《新污染物治理行动方案》，该方案指出，目前国内外广泛关注的新污染物主要有三大类：一是持久性有机污染物；二是内分泌干扰物；三是抗生素。六溴环十二烷（HBCDs）和四溴双酚A（TBBPA）属于持久性有机污染物，近年来作为新污染物受到广泛关注[1-2]。这两类物质是常见的溴代阻燃剂，因其优良的阻燃性能，被广泛应用于建筑材料、车辆、纺织品和家用电器等产品的生产与加工过程中[3-4]。已有研究证实HBCDs和TBBPA具有生物富集性[5]，并且对人体及哺乳动物有一定毒性[6-7]。国内外研究表明，这两类物质可在各类环境介质和生物体中被不同程度地检出[8-9]。为了减少HBCDs带来的污染，我国在2021年底全面禁止HBCDs的生产和使用；2023年生态环境部制定了《重点管控新污染物清单（2023年版）》，明确HBCDs属于已淘汰类新污染物，禁止其生产、加工使用以及进出口。尽管目前尚无明确禁止TBBPA生产和使用的法规，但作为新污染物，其与HBCDs性质相似，也存在污染环境的风险。因此，为加强对这两类物质的风险管控，提高新污染物治理能力，建立针对这两类物质的快速、有效、可靠且经济的监测方法十分必要。
我国在HBCDs和TBBPA的监测技术方面起步较晚，分析方法以液相色谱-串联质谱法[10-11]为主，大多聚焦在食品、土壤和生物体中[12-13]，对水体的测定研究较少。水中HBCDs和TBBPA的前处理方法主要是液液萃取法，如海洋行业标准HY/T 261—2018《海水中六溴环十二烷的测定 高效液相色谱-串联质谱法》测定海水中的HBCDs时，使用40 mL正己烷分两次对500 mL海水样品进行液液萃取；文献[10]使用100 mL二氯甲烷分两次液液萃取水中的HBCDs和TBBPA；文献[14]使用100 mL二氯甲烷分两次液液萃取水中的HBCDs，这些方法均需要消耗大量的有机溶剂。同时，大部分监测方法会在样品采集后直接过滤除去水样中的悬浮物[14-17]，但并未考虑悬浮物中是否含有HBCDs和TBBPA，造成测定结果偏低。因此，本工作采用固相萃取-液相色谱-串联三重四极杆质谱法同时测定水中3种HBCDs（包括α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD）和TBBPA的含量，将水样中的悬浮物和水样作为一个整体，对样品的前处理和仪器工作条件进行了优化，可满足大批量水样的监测分析要求。
1. 试验部分
1.1 仪器与试剂
1290 UPLC-6460 QQQ MSD型高效液相色谱-串联质谱仪；Auto Vap S8型全自动定量浓缩仪；Visiprep DL24位型固相萃取装置；ChromP固相萃取柱（500 mg/6 mL）；HLB固相萃取柱（500 mg/6 mL）；GCB固相萃取柱（500 mg/6 mL）；氨基柱（500 mg/6 mL）。
3种HBCDs混合标准溶液：α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD的质量浓度均为100.0 mg·L−1，溶剂为甲醇，编号1ST80883-100M。
TBBPA标准溶液：100.0 mg·L−1，溶剂为甲醇，编号1ST8713-100M。
碳同位素标记的α-HBCD（13C12-α-HBCD）标准溶液：50.0 mg·L−1，溶剂为甲苯，编号CLM-7922-S。
碳同位素标记的β-HBCD（13C12-β-HBCD）标准溶液：50.0 mg·L−1，溶剂为甲苯，编号CLM-7923-S。
碳同位素标记的γ-HBCD（13C12-γ-HBCD）标准溶液：50.0 mg·L−1，溶剂为甲苯，编号CLM-7924-S。
碳同位素标记的TBBPA（13C12-TBBPA）标准溶液：50.0 mg·L−1，溶剂为甲醇，编号CLM-4694-S。
氘代同位素标记的α-HBCD（α-HBCD-d18）标准溶液：50.0 mg·L−1，溶剂为甲苯，编号DaHBCD。
混合标准中间液：分别取适量的3种HBCDs混合标准溶液和TBBPA标准溶液，用甲醇稀释并定容，配制成质量浓度为10.0 mg·L−1的混合标准中间液。
提取内标溶液：分别取适量的13C12-α-HBCD标准溶液、13C12-β-HBCD标准溶液、13C12-γ-HBCD标准溶液和13C12-TBBPA标准溶液，用甲醇稀释并定容，配制成质量浓度为1.00 mg·L−1的提取内标溶液。提取内标溶液用于修正样品在前处理过程中产生的误差。
进样内标溶液：取适量的α-HBCD-d18标准溶液，用甲醇稀释并定容，配制成质量浓度为1.00 mg·L−1的进样内标溶液。进样内标溶液用于修正仪器进样过程中产生的误差。
混合标准溶液系列：取适量的混合标准中间液，用甲醇逐级稀释，加入适量的提取内标溶液和进样内标溶液，配制成α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD、TBBPA的质量浓度为2.00，5.00，10.0，20.0，50.0，100，200 μg·L−1，提取内标和进样内标的质量浓度为20.0 μg·L−1的混合标准溶液系列。
甲醇、乙腈均为色谱纯；丙酮、二氯甲烷均为农残级；试验用水为超纯水。
1.2 仪器工作条件
1.2.1 色谱条件
Extend C18色谱柱（100 mm×2.1 mm，3.5 μm）；流量0.3 mL·min−1；进样量10.0 μL；柱温35 ℃；流动相A为水，B为体积比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液。梯度洗脱程序：0~3 min，B由30%升至80%；3~9 min，B由80%升至93%；9~10 min，B由93%降至30%，保持2 min。
1.2.2 质谱条件
电喷雾离子（ESI）源，负离子（ESI−）模式扫描；干燥气温度320 ℃，干燥气流量6 L·min−1；雾化气压力241.3 kPa；鞘气温度340 ℃，鞘气流量11 L·min−1；毛细管电压1 500 V；喷嘴电压2 000 V；多反应监测（MRM）模式。其他质谱参数见表1。
1.3 试验方法
1.3.1 样品采集与保存
按照HJ 91.1—2019《污水监测技术规范》的相关要求，用棕色采样瓶采集样品，确保满瓶采集。在每升水样中加入80 mg硫代硫酸钠和5 mL甲醇，混匀，于4 ℃以下避光运输、保存，14 d内完成样品前处理，30 d内完成分析。
1.3.2 样品制备
取1 L样品，加入20.0 μL提取内标溶液，混匀，抽滤过0.45 μm滤膜，收集滤液。将抽滤后的滤膜剪碎置于15 mL离心管中，加入5 mL丙酮，超声提取20 min，过0.45 μm聚四氟乙烯（PTFE）针头式过滤器，该滤液与抽滤后的滤液合并，过ChromP固相萃取柱（依次用二氯甲烷、丙酮、甲醇和水各10 mL活化），氮气吹扫固相萃取柱10 min，用15.0 mL体积比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液洗脱，收集洗脱液置于浓缩仪中，氮吹至近干，残余物用甲醇溶解并定容至1.0 mL，加入20.0 μL进样内标溶液，混匀，过0.22 μm PTFE针头式过滤器，按照仪器工作条件测定。
2. 结果与讨论
2.1 前处理方法的优化
2.1.1 固相萃取柱
固相萃取法具有操作简单、溶剂消耗少，能同时完成萃取和净化，并可实现自动化操作等优势。常用于样品萃取和净化的固相萃取柱有键合硅胶固相萃取柱（如氨基柱）、无机固相萃取柱（如GCB柱）、高聚物固相萃取柱（如HLB柱、ChromP柱），试验考察了上述4种固相萃取柱对各目标化合物萃取效果的影响，结果见图1。
由图1可知：采用GCB柱时，HBCDs和TBBPA回收率基本为0，可能由于GCB柱对含有苯环官能团的目标化合物（如TBBPA）具有较强的吸附能力[12，18]，HBCDs虽不含苯环但与TBBPA结构相似，导致这两类目标化合物难以被洗脱；采用氨基柱时，TBBPA回收率基本为0，可能由于TBBPA存在两个酚羟基，属于离子型有机污染物，其pKa1为7.5，在中性环境中，TBBPA部分会以阴离子的形式存在，且TBBPA的极性大于HBCDs的，导致其在氨基柱上的保留能力过强，难以被洗脱；采用HLB柱和ChromP柱时，4种目标化合物均能被萃取，可能由于HLB柱和ChromP柱填料均为亲水亲脂型聚合物，可萃取的化合物极性范围较宽，而采用ChromP柱的回收率均高于HLB柱的，可能因为ChromP柱的填料是苯乙烯-二乙烯基苯，更适合萃取芳香型化合物[19-20]。因此，试验选择的固相萃取柱为ChromP柱。
2.1.2 洗脱溶剂及用量
试验首先尝试以甲醇为洗脱溶剂，考察了甲醇用量对各目标化合物回收率的影响。结果显示：当甲醇用量为30 mL时，TBBPA的回收率为80.0%，但HBCDs的回收率仅为50.0%；继续增大甲醇用量到50 mL时，HBCDs的回收率仍只有60.0%，可能由于HBCDs是非极性化合物，甲醇的洗脱能力不足。因此，试验选择洗脱能力更大的溶剂，包括丙酮、二氯甲烷、正己烷及其混合溶液，考察了不同洗脱溶剂（体积比9∶1的正己烷-丙酮混合溶液、体积比1∶1的正己烷-丙酮混合溶液、体积比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液、体积比1∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液）对4种目标化合物洗脱效果的影响，结果见图2。
由图2可知：采用体积比1∶1的正己烷-丙酮混合溶液作为洗脱溶剂时，3种HBCDs的回收率较差；采用其余3种混合溶液作为洗脱溶剂时，4种目标化合物的回收率均大于80.0%。考虑到二氯甲烷的挥发性优于正己烷的，且采用体积比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液作为洗脱溶剂时，4种目标化合物的回收率最高，试验选择的洗脱溶剂为体积比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液。
试验进一步考察了不同用量（1.5，3.0，4.5，6.0，7.5，9.0，10.5，12.0，13.5，15.0 mL）洗脱溶剂对4种目标化合物回收率的影响。结果显示，当洗脱溶剂用量为10.5 mL时，4种目标化合物的回收率基本达到最大，继续增大洗脱溶剂用量并不能提高目标化合物的回收率。考虑到不同批次固相萃取柱的差异，试验选择的洗脱溶剂用量为15.0 mL。
2.1.3 溶液酸度
由于TBBPA存在两个酚羟基，溶液酸度会影响TBBPA的存在状态，试验以空白加标样品（加标量为5.0 ng·L−1）为研究对象，考察了不同溶液酸度（pH 1，2，4，7，8）对4种目标化合物回收率的影响。结果显示：当溶液pH为1时，4种目标化合物的回收率均较低；当溶液pH为2~8时，4种目标化合物的回收率没有明显差异，可能与ChromP柱的填料为亲水亲脂型聚合物有关。为了简化操作，提高样品前处理效率，试验不额外调节溶液酸度。
2.1.4 水样中悬浮物的前处理
试验以加标地表水（加标量为20 ng·L−1）为研究对象，分别对经0.45 μm滤膜抽滤后的水样、抽滤后的滤膜（水样中悬浮物以颗粒物形式吸附在滤膜上）进行前处理，考察了4种目标化合物在水中和颗粒物中的分布状况。结果显示，TBBPA在抽滤后的滤膜上基本未被检出，而HBCDs有近33%（质量分数）分布在颗粒物中，可能与目标化合物的性质有关，HBCDs是非极性化合物，而TBBPA具有一定极性且存在两个酚羟基，相较于HBCDs，TBBPA在水中具有更好的溶解性。因此，测定水样时需对抽滤后的滤膜进行提取。
超声是固体样品常用的提取方法，利用“空化效应”产生的冲击波，使溶液湍流加快，加速热传递并与溶质分散，从而增强提取溶剂与水样间的质量传输，提高提取效率。试验固定超声提取时间20 min，提取溶剂5 mL，考察了不同提取溶剂（甲醇、丙酮和二氯甲烷）对抽滤后的滤膜中HBCDs提取效率的影响。结果显示，采用丙酮和二氯甲烷提取时，HBCDs的回收率相差不大，但采用甲醇提取时，回收率较低，这可能与HBCDs的非极性性质有关。考虑到超声提取液中可能含有基质干扰物质，需对超声提取液进行固相萃取净化处理，而二氯甲烷与水不互溶，试验选择丙酮作为提取溶剂。
2.2 色谱条件的优化
研究表明，流动相中乙腈有利于β-HBCD和γ-HBCD的分离，甲醇有利于α-HBCD和β-HBCD的分离[21]。试验考察了流动相体系中的不同有机相（甲醇、乙腈、体积比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液）对3种HBCDs分离效果的影响。结果显示：当有机相为甲醇时，β-HBCD和γ-HBCD色谱峰的分离度较低；当有机相为乙腈时，α-HBCD和β-HBCD色谱峰的分离度较低；当有机相为体积比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液时，3种HBCDs色谱峰的分离效果最好，且与基线分离。因此，试验选择体积比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液作为流动相体系中的有机相。
增大进样量能提高方法的灵敏度，但进样量过大可能影响目标化合物的分离度和峰形，进而影响目标化合物的定性定量。试验以100 μg·L−1混合标准溶液为研究对象，考察了进样量为1.0~20.0 μL时4种目标化合物峰形的变化情况。结果显示：当进样量由1.0 μL增大至10.0 μL时，4种目标化合物的峰形无明显变化，峰响应强度则逐渐增强；当进样量增大至20.0 μL时，4种目标化合物均出现不同程度的前展现象，其中TBBPA的峰形变化最为明显。这可能因为混合标准溶液的溶剂为甲醇，而初始流动相仅含30%（体积分数）有机相，当进样量较小时，目标化合物在色谱柱中的扩散尚可在较短时间内完成，不影响目标化合物的峰形，而随着进样量逐渐增大，目标化合物总量逐渐增大，当进样量增大到一定量时，目标化合物在色谱柱前端无法充分扩散，进而导致峰形发生扭曲。为了保证色谱峰峰形，同时得到最佳的检出限，试验选择的进样量为10.0 μL，得到的MRM色谱图见图3。
2.3 标准曲线、检出限和测定下限
按照仪器工作条件测定混合标准溶液系列，以目标化合物与提取内标的质量浓度之比为横坐标，以目标化合物与提取内标的响应强度之比为纵坐标绘制标准曲线。结果显示，4种目标化合物标准曲线的线性范围均为2.00~200 μg·L−1，线性回归方程、相关系数见表2。
平行配制7份空白加标样品（加标量为2.00 ng·L−1）并进行测定，依据HJ 168—2020《环境监测分析方法标准制订技术导则》计算标准偏差s，以3.143s计算检出限，以4倍检出限计算测定下限，结果见表2。
2.4 精密度和回收试验
对地表水样品进行3个浓度水平的加标回收试验，每个浓度水平重复测定6次，计算回收率和测定值的相对标准偏差（RSD），结果见表3。
由表3可知，4种目标化合物的回收率为88.4%~129%，测定值的RSD为2.3%~15%，表明该方法准确度和精密度较好，可以满足痕量分析的需求。
2.5 方法比对
将本方法与现有的分析方法进行比对，结果见表4。
由表4可知：样品的前处理方法主要为液液萃取或固相萃取。采用固相萃取时，由于水样中含有一定量的悬浮物，一般会使用0.45 μm滤膜对样品进行预处理，而本方法显示悬浮物中存在一定量的HBCDs，因此测定水样时需考虑悬浮物中HBCDs的含量；采用液液萃取时，虽然萃取了悬浮物中的目标化合物，但需要消耗较多的有机溶剂。本方法将水样中的悬浮物和水样作为一个整体，既萃取了水样和悬浮物中的目标化合物，又大幅减少了有机溶剂的消耗，检出限等方面优于部分文献，能满足水样中HBCDs和TBBPA的测定需求。
2.6 样品分析
按照试验方法分析在湖北省内采集的32个地表水样品和2个废水样品。结果显示：在地表水样品中，29个样品中均未检出4种目标化合物，1个样品中检出TBBPA，检出量为1.4 ng·L−1，1个样品中检出3种HBCDs，检出量为0.5~1.7 ng·L−1，1个样品中检出α-HBCD、TBBPA，检出量分别为1.9，1.4 ng·L−1；在废水样品中，2个样品中均检出TBBPA，检出量分别为1.4，17.8 ng·L−1。检测结果与文献[25-26]基本一致，说明湖北省的部分水体已存在轻微的HBCDs和TBBPA污染。
本工作采用固相萃取-液相色谱-串联三重四极杆质谱法同时测定水中3种HBCDs和TBBPA的含量。该方法前处理简便高效、可自动化，灵敏度、精密度和准确度较高，可满足水样中HBCDs和TBBPA的测定。
文章来源——材料与测试网
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