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采用LCMS联用技术直接分析17种水中PPT级的全氟化合物

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【概述】

       全氟化合物(PFCs)或全氟烷基表面活性剂(PFAS)是人造化学品,半个多世纪以来常应用于表面活性剂、阻?#25216;痢?#19981;粘锅炊具涂料和纸包装用涂料中1, 2由于其不易降解,在过去十年左右的时间里,全氟化合物开始受到了大量关注。自来水、食物甚至人体血液中存在全氟化合物的报告引起了人们对全氟化合物对人体健康风险的担忧。3-6因此,分析生物和环境基质的全氟烷基表面活性剂对于了解它们的最终去向、?#20013;?#24615;和毒性至关重要。

       最常研究、最为普遍的两种存在于环境中的全氟烷基表面活性剂是全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟?#20102;幔≒FOA),二者是几种商用全氟烷基表面活性剂的最终降解产物。7?#36865;猓?#20840;氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟?#20102;幔≒FOA)是最大量生产的两种全氟烷基表面活性剂。8,9美国环保署发布的全氟?#20102;?#21644;全氟辛烷磺酸饮用水健康限值为70纳克/升。10?#36865;猓访?#22996;员会最新采纳的全氟烷基表面活性剂提案是单类全氟烷基表面活性剂许可含量为100纳克/升,总全氟烷基表面活性剂许可含量为500纳克/升。11但不同地区浓度要求略有不同。例如,瑞典国家食品局最近对饮用水中的总全氟烷基表面活性剂许可含量规定了90纳克/升的保守“防治阈值限值”。12现有全氟烷基表面活性剂检测技术有气相色谱-质谱联用技术(GC/MS)、核磁共振技术(NMR)、串联?#21512;?#33394;谱-质谱联用技术(LC/MS/MS)。全氟磺酰基化合物的气相色谱-质谱联用(GC/MS)分析方法要求在测量之前进行衍生化操作,这限制了其环境监测的功能。核磁共振(NMR)的特异性对于氟化合物检测是极好的,并且适用于环境样?#20998;?#21151;率因素校正(PFC)的结构表征。?#27426;?#36825;些检测方法都有一个灵敏度低的缺点。串联?#21512;?#33394;谱-质谱联用(LC/MS/MS)具有高选择性与灵敏度,因此,是测定生物和环境样?#20998;?#20840;氟烷基表面活性剂含量的最常用的分析方法。13

       在?#21512;?#33394;谱-质谱/质谱联用(LC/MS/MS)分析之前实施固相萃取(SPE)程序是从水性环境基质中提取全氟烷基表面活性剂的最常用方法之一。14在本研究中,我们开发了LC/MS/MS直接进样方法,结果表明这种简单的LC/MS/MS

工作流程为饮用水与地表水全氟烷基表面活性剂的分析提供了极好的灵敏度和特异性。

【实验/操作方法】

标准品与样?#20998;?#22791;

在加拿大安大略省当地获取包括一些家庭用水和附近地表水的水样。加入分析用的全氟烷基表面活性剂混合物标样和内标(IS)来自惠灵顿实验室(安大略省奎尔夫)。LC/MS级水质的水购自Thermo Fisher(美国马萨诸塞州)。将储备溶液用LC/MS级水连续稀释,制备0.5 – 2000 ng/L(ppt)的校准溶液。首先将水样通过0.45μm尼龙过滤器过滤并离心处理,然后将50μL上清液直接注入到珀金埃尔默? SPP C18(100 x2.1 mm,2.7μm)反相分析柱上进行进一步分析。

为了考察?#19988;?#25928;应,使用LC/MS级空白水溶液作为空白样品。

?#21512;?#33394;谱法条件和质谱法?#38382;?#35774;置

?#21512;?#33394;谱法条件如表1所示。首先用95%流动相A以1.0mL/min冲洗样品1分钟,然后缓慢提高至98%流动相B,以0.5 mL/min的流速洗脱所有目标分析物,总操作时间大约18分钟,见表2。

表1.?#21512;?#33394;谱法条件

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表2.?#21512;?#33394;?#36164;?#38388;程序

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离子源设置如表3所示。包括气体流量、温度和位置设置在内的源?#38382;?#32463;过优化,可实现仪器的最大灵敏?#21462;4送猓?#34920;4

列出了包括9种内标在内的所有全氟烷基表面活性剂分析物(PFAS)的多反应监测(MRM)转换列表的优化化合物相关

?#38382;?#36890;过在Simplicity软件的时间管理多反应监测(MRM)模块中定义相关分析物的预期保留时间及其相应的时间窗口,自动生成MS采集方法。

表3. MS源设置。

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【实验结果/结论】

采用125 ng/L,17种全氟烷基表面活性剂加标的LC/MS级水的代表性色谱图如图1(全氟乙酸)、图2(全氟磺酸盐)所示。色谱分析表明,随着保留时间的增加,峰面积信号响应?#35805;?#19979;降,全氟正十六酸(PFODA)除外,其反应比C12至C16全氟乙酸更好。Brownlee? SPP C 18色谱柱所示的17种全氟烷基表面活性剂的色谱分离相当不错(图1、2和表4)。?#27426;?#35266;察到全氟十一烷酸(PFUnDA)和全氟癸烷磺酸(PFDS)在当前的?#21512;?#33394;谱分析条件下共洗?#36873;?#25105;们还测试了不同的?#21512;?#26799;度,但由于它们具有相似的化学结构,因此并没有改进这两种物质的分离情况。需要进一步研究以解决此类问题。

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图1. 125 ng/L加标全氟乙酸色谱图。

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图2. 125 ng/L加标全氟化磺酸盐色谱图。

表4.针对所有全氟烷基表面活性剂的MRM和化合物相关?#38382;?/strong>

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?#20302;?#32972;景污染分析

      在简单过滤和离心水样后,由于与工业废水相比,饮用水或地表水相对更清洁,因此,样品基质效应可忽略不计。?#27426;低?#27745;?#31350;?#33021;是全氟烷基表面活性剂的LC/MS/MS分析的主要问题。污?#31350;?#33021;是由?#21512;?#33394;谱?#20302;?#20013;使用的管道、过滤器、配件甚至溶剂引起的。例如,聚四氟乙烯(PTFE)是几乎所有?#21512;?#33394;谱?#20302;?#31649;道和过滤器常用的材料,它可能成为分析过程中全氟烷基表面活性剂污染的来源。为了解决这一污染问题,在混合阀和自动进样器之间插入延迟柱(Brownlee,SPP C18,50x3mm,2.7μm)以阻挡泵中的全氟烷基表面活性剂。图3显示了此类情况下PFDoDA和PFTriA检测中,LC泵?#20302;?#30340;背景污染示例,可见一个保留时间更长的小峰,这就是被延迟柱延迟的组分。这些间隔清晰的污染峰的特性可以通过定量离子和定性离子及其相应的离子比来确?#31232;?#22312;本研究中,定性确认了PFHxDA、PFTA、PFUnDA、PFDA、PFOS、PFOA、PFHxS、PFPeA、PFBA存在于背景污染中。

       另一种污染源可能来自内标混合溶液。如内标加标的水空白样品(未显示)所示,IS内标原液可能已因不明原因被

PFHxA、PFHxS、PFOA、PFNA、PFDA、PFUnDA等不同浓度的分析物(浓度可达40ppt左右)污染了,这可通过定量和定性离子证实。在分析物浓度较低情况下,这种污?#31350;?#33021;导致定量误差(详见下文说明)。因此,除非另有说明,否则此处?#33268;?#30340;所有结果均来自未加入内标的校准标品。

       最后,另一种潜在污?#31350;?#33021;来自LC/MS级水溶液。为了验证这一点,将LC/MS级水直接注入?#20302;常?#38500;了PFoDA之外,?#20302;?#27809;有显示所有分析物的MS响应,而PFoDA通过鉴定并估计小于2 ppt(低于本研究设定的PFoDA的定量限)。这种低浓度干扰对本研究的有效性影响很小或无影响,因此可以忽略不计。

?#19988;?#25928;应

通过注入最高浓度的校准标准品(此情况下为2000 ppt)然后注入空白水来研?#32771;且?#25928;应。在当前LC/MS/MS方法的检出限下,注入高浓度标准品后未观察到分析物峰值。两次进样的重叠的总离?#30001;?#35889;图如图4所示,证明该方法的?#19988;?#25928;应不明显。

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图3.延迟柱隔离的?#20302;?#32972;景污染示例。

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图4. 2000 ppt标准品(红色)和空白水(绿色)总离?#30001;?#35889;图重叠情况。


线性

      在添加和不添加内标的溶?#28023;?#32431;溶剂)中制备和运行十三种浓度水平的分析物混标,进行校准。在峰高或峰面积方面,中高浓度校准标准品无显著差异。由于上述内标污染问题,当使用内标进行计算?#20445;?#26657;准曲线在低浓度范围内失去线性,在对未知样?#26041;?#34892;定量时这可能会导致误差。?#36865;猓?#26679;品基质(清洁饮用水或地表水)相对简单。因此,在清洁饮用水样?#20998;?#20351;用内标并不像在其他复杂基质中添加内标那样重要。所以,这里?#33268;?#30340;所有结果都是从未使用内标的标准?#20998;?#33719;得的。本研究中PFBS、PFOA和PFODA的校准曲线示例如图5所示。总体而言,所有分析物的校准曲线均显示良好的线性,所有分析物的回归系数R2≥0.99。所有分析物在250和500ng/L(或ppt)下的定量精密度(%RSD,n=3)均在0.4%-8.3%范围。

定量限和检测结果

       对于分析物定量离子,定量限(LOQ)是基于信噪?#21462;?0来确定的。通过确保产物离子比率(定性与定量)在预期比率的20%容差窗口内来确认每种全氟烷基表面活性剂分析物的特性。表5列出了定量限(LOQ)以及水样结果。检测的?#21058;?#38271;度为9或更小的大多数全氟烷基表面活性剂在水基质中的LOQ≤10 ng/L(或ppt)。本研究发现其他具有较长链的全氟烷基表面活性剂具有≤63 ng/L的LOQ,但PFODA除外,其LOQ为2 ng/L,原因在于其具有良好的信号强度(可能是相当好的电离效率的结果)。

       我们利用开发的LC/MS/MS方法分析了12个水样中的全氟烷基表面活性剂。样品S1和S6中明确识别出的PFAS的实例色谱图?#30452;?#35265;图6和7。所有研究样品的计算浓度以及相应的方法、定量限请见表5。对于所有真实水样,没有检测到等于或长于C10的PFAS。在家庭用水样本(S1、S2、S7、S11)、自来水样本(S3、S8)和小河流或池塘水样本(S5、S9)中发现了全氟辛烷磺酸。在其中七个水样中发现了另一种常见的污染物PFOA。这与许多文献的发现一致。发现湖水(S6)和喷泉水(S10)样品具有高PFBA,一种短链全氟酸,其为长链全氟酸的降解产物。最近的研究表明,短链PFAS可能比长链PFAS具有更高的生物累积效应。15?#27426;?#22312;目前的实验条件下,没有从市场上出售的瓶装饮用水样品(S12)中发现PFAS峰值。

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图5.纯水中PFBS、PFOA和PFODA的校准曲线示例。

表5.纳克/升浓度下采用定量限方法明确识别的水中全氟烷基表面活性剂之检测结果汇总

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图6. S1样品检出全氟烷基表面活性剂与空白样品基准进行的对比

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图7. S6样品检出全氟烷基表面活性剂与空白样品基准进行的对比


结论

      通过LX-50 UHPLC?#20302;?#19982;QSight 220三重?#21215;?#26438;质谱仪联用,开发了简单而可靠的?#21512;?#33394;谱-质谱联用(LC/MS/MS)方法,用于在低ng/L(或ppt)浓度水平的饮用水或地表水中进行PFAS分析。此方法的定量限低于许多地方法规所规定的限?#25285;?#36866;用性非常广泛。

       本研究有效地利用了Simplicity软件的时间管理MRM模块对饮用水或地表水样?#20998;?#30340;17种PFAS进行检测。此功能省去了质谱分析法在样?#20998;?#22810;种分析物检测的最佳驻留时间方面的优化。从ng/L到μg/L(或ppt到ppb)水平条件下,定量限为1-63ng/L(或ppt)的17种PFAS中大多数的校准曲线(R2>0.99)的线性良好。

对于分析的几个真实水样,发现除了市售的瓶装饮用水样?#20998;?#22806;,17种PFAS中至少有两?#30452;?#26126;确检出。

【参考文献】

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