新污染物是指具有生物毒性、環境持久性和生物累積性等特征，對生態環境或人體健康存在較大風險，但尚未納入環境管理，或者現有管理措施不足以應對的有毒有害化學物質。2022年5月，國務院印發了《新污染物治理行動方案》，該方案指出，目前國內外廣泛關注的新污染物主要有三大類：一是持久性有機污染物；二是內分泌干擾物；三是抗生素。六溴環十二烷（HBCDs）和四溴雙酚A（TBBPA）屬于持久性有機污染物，近年來作為新污染物受到廣泛關注[1-2]。這兩類物質是常見的溴代阻燃劑，因其優良的阻燃性能，被廣泛應用于建筑材料、車輛、紡織品和家用電器等產品的生產與加工過程中[3-4]。已有研究證實HBCDs和TBBPA具有生物富集性[5]，并且對人體及哺乳動物有一定毒性[6-7]。國內外研究表明，這兩類物質可在各類環境介質和生物體中被不同程度地檢出[8-9]。為了減少HBCDs帶來的污染，我國在2021年底全面禁止HBCDs的生產和使用；2023年生態環境部制定了《重點管控新污染物清單（2023年版）》，明確HBCDs屬于已淘汰類新污染物，禁止其生產、加工使用以及進出口。盡管目前尚無明確禁止TBBPA生產和使用的法規，但作為新污染物，其與HBCDs性質相似，也存在污染環境的風險。因此，為加強對這兩類物質的風險管控，提高新污染物治理能力，建立針對這兩類物質的快速、有效、可靠且經濟的監測方法十分必要。

我國在HBCDs和TBBPA的監測技術方面起步較晚，分析方法以液相色譜-串聯質譜法[10-11]為主，大多聚焦在食品、土壤和生物體中[12-13]，對水體的測定研究較少。水中HBCDs和TBBPA的前處理方法主要是液液萃取法，如海洋行業標準HY/T 261—2018《海水中六溴環十二烷的測定 高效液相色譜-串聯質譜法》測定海水中的HBCDs時，使用40 mL正己烷分兩次對500 mL海水樣品進行液液萃取；文獻[10]使用100 mL二氯甲烷分兩次液液萃取水中的HBCDs和TBBPA；文獻[14]使用100 mL二氯甲烷分兩次液液萃取水中的HBCDs，這些方法均需要消耗大量的有機溶劑。同時，大部分監測方法會在樣品采集后直接過濾除去水樣中的懸浮物[14-17]，但并未考慮懸浮物中是否含有HBCDs和TBBPA，造成測定結果偏低。因此，本工作采用固相萃取-液相色譜-串聯三重四極桿質譜法同時測定水中3種HBCDs（包括α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD）和TBBPA的含量，將水樣中的懸浮物和水樣作為一個整體，對樣品的前處理和儀器工作條件進行了優化，可滿足大批量水樣的監測分析要求。

1. 試驗部分

1.1 儀器與試劑

1290 UPLC-6460 QQQ MSD型高效液相色譜-串聯質譜儀；Auto Vap S8型全自動定量濃縮儀；Visiprep DL24位型固相萃取裝置；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種HBCDs混合標準溶液：α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD的質量濃度均為100.0 mg·L−1，溶劑為甲醇，編號1ST80883-100M。

TBBPA標準溶液：100.0 mg·L−1，溶劑為甲醇，編號1ST8713-100M。

碳同位素標記的α-HBCD（13C12-α-HBCD）標準溶液：50.0 mg·L−1，溶劑為甲苯，編號CLM-7922-S。

碳同位素標記的β-HBCD（13C12-β-HBCD）標準溶液：50.0 mg·L−1，溶劑為甲苯，編號CLM-7923-S。

碳同位素標記的γ-HBCD（13C12-γ-HBCD）標準溶液：50.0 mg·L−1，溶劑為甲苯，編號CLM-7924-S。

碳同位素標記的TBBPA（13C12-TBBPA）標準溶液：50.0 mg·L−1，溶劑為甲醇，編號CLM-4694-S。

氘代同位素標記的α-HBCD（α-HBCD-d18）標準溶液：50.0 mg·L−1，溶劑為甲苯，編號DaHBCD。

混合標準中間液：分別取適量的3種HBCDs混合標準溶液和TBBPA標準溶液，用甲醇稀釋并定容，配制成質量濃度為10.0 mg·L−1的混合標準中間液。

提取內標溶液：分別取適量的13C12-α-HBCD標準溶液、13C12-β-HBCD標準溶液、13C12-γ-HBCD標準溶液和13C12-TBBPA標準溶液，用甲醇稀釋并定容，配制成質量濃度為1.00 mg·L−1的提取內標溶液。提取內標溶液用于修正樣品在前處理過程中產生的誤差。

進樣內標溶液：取適量的α-HBCD-d18標準溶液，用甲醇稀釋并定容，配制成質量濃度為1.00 mg·L−1的進樣內標溶液。進樣內標溶液用于修正儀器進樣過程中產生的誤差。

混合標準溶液系列：取適量的混合標準中間液，用甲醇逐級稀釋，加入適量的提取內標溶液和進樣內標溶液，配制成α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD、TBBPA的質量濃度為2.00，5.00，10.0，20.0，50.0，100，200 μg·L−1，提取內標和進樣內標的質量濃度為20.0 μg·L−1的混合標準溶液系列。

甲醇、乙腈均為色譜純；丙酮、二氯甲烷均為農殘級；試驗用水為超純水。

1.2 儀器工作條件

1.2.1 色譜條件

Extend C18色譜柱（100 mm×2.1 mm，3.5 μm）；流量0.3 mL·min−1；進樣量10.0 μL；柱溫35 ℃；流動相A為水，B為體積比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液。梯度洗脫程序：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 質譜條件

電噴霧離子（ESI）源，負離子（ESI−）模式掃描；干燥氣溫度320 ℃，干燥氣流量6 L·min−1；霧化氣壓力241.3 kPa；鞘氣溫度340 ℃，鞘氣流量11 L·min−1；毛細管電壓1 500 V；噴嘴電壓2 000 V；多反應監測（MRM）模式。其他質譜參數見表1。

1.3 試驗方法

1.3.1 樣品采集與保存

按照HJ 91.1—2019《污水監測技術規范》的相關要求，用棕色采樣瓶采集樣品，確保滿瓶采集。在每升水樣中加入80 mg硫代硫酸鈉和5 mL甲醇，混勻，于4 ℃以下避光運輸、保存，14 d內完成樣品前處理，30 d內完成分析。

1.3.2 樣品制備

取1 L樣品，加入20.0 μL提取內標溶液，混勻，抽濾過0.45 μm濾膜，收集濾液。將抽濾后的濾膜剪碎置于15 mL離心管中，加入5 mL丙酮，超聲提取20 min，過0.45 μm聚四氟乙烯（PTFE）針頭式過濾器，該濾液與抽濾后的濾液合并，過ChromP固相萃取柱（依次用二氯甲烷、丙酮、甲醇和水各10 mL活化），氮氣吹掃固相萃取柱10 min，用15.0 mL體積比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液洗脫，收集洗脫液置于濃縮儀中，氮吹至近干，殘余物用甲醇溶解并定容至1.0 mL，加入20.0 μL進樣內標溶液，混勻，過0.22 μm PTFE針頭式過濾器，按照儀器工作條件測定。

2. 結果與討論

2.1 前處理方法的優化

2.1.1 固相萃取柱

固相萃取法具有操作簡單、溶劑消耗少，能同時完成萃取和凈化，并可實現自動化操作等優勢。常用于樣品萃取和凈化的固相萃取柱有鍵合硅膠固相萃取柱（如氨基柱）、無機固相萃取柱（如GCB柱）、高聚物固相萃取柱（如HLB柱、ChromP柱），試驗考察了上述4種固相萃取柱對各目標化合物萃取效果的影響，結果見圖1。

圖 1固相萃取柱對目標化合物回收率的影響

Figure 1.Effect of solid phase extraction columns on recoveries of target compounds

由圖1可知：采用GCB柱時，HBCDs和TBBPA回收率基本為0，可能由于GCB柱對含有苯環官能團的目標化合物（如TBBPA）具有較強的吸附能力[12，18]，HBCDs雖不含苯環但與TBBPA結構相似，導致這兩類目標化合物難以被洗脫；采用氨基柱時，TBBPA回收率基本為0，可能由于TBBPA存在兩個酚羥基，屬于離子型有機污染物，其pKa1為7.5，在中性環境中，TBBPA部分會以陰離子的形式存在，且TBBPA的極性大于HBCDs的，導致其在氨基柱上的保留能力過強，難以被洗脫；采用HLB柱和ChromP柱時，4種目標化合物均能被萃取，可能由于HLB柱和ChromP柱填料均為親水親脂型聚合物，可萃取的化合物極性范圍較寬，而采用ChromP柱的回收率均高于HLB柱的，可能因為ChromP柱的填料是苯乙烯-二乙烯基苯，更適合萃取芳香型化合物[19-20]。因此，試驗選擇的固相萃取柱為ChromP柱。

2.1.2 洗脫溶劑及用量

試驗首先嘗試以甲醇為洗脫溶劑，考察了甲醇用量對各目標化合物回收率的影響。結果顯示：當甲醇用量為30 mL時，TBBPA的回收率為80.0%，但HBCDs的回收率僅為50.0%；繼續增大甲醇用量到50 mL時，HBCDs的回收率仍只有60.0%，可能由于HBCDs是非極性化合物，甲醇的洗脫能力不足。因此，試驗選擇洗脫能力更大的溶劑，包括丙酮、二氯甲烷、正己烷及其混合溶液，考察了不同洗脫溶劑（體積比9∶1的正己烷-丙酮混合溶液、體積比1∶1的正己烷-丙酮混合溶液、體積比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液、體積比1∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液）對4種目標化合物洗脫效果的影響，結果見圖2。

圖 2洗脫溶劑對目標化合物回收率的影響

Figure 2.Effect of elution solvents on recoveries of target compounds

由圖2可知：采用體積比1∶1的正己烷-丙酮混合溶液作為洗脫溶劑時，3種HBCDs的回收率較差；采用其余3種混合溶液作為洗脫溶劑時，4種目標化合物的回收率均大于80.0%。考慮到二氯甲烷的揮發性優于正己烷的，且采用體積比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液作為洗脫溶劑時，4種目標化合物的回收率最高，試驗選擇的洗脫溶劑為體積比9∶1的二氯甲烷-丙酮混合溶液。

試驗進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）洗脫溶劑對4種目標化合物回收率的影響。結果顯示，當洗脫溶劑用量為10.5 mL時，4種目標化合物的回收率基本達到最大，繼續增大洗脫溶劑用量并不能提高目標化合物的回收率。考慮到不同批次固相萃取柱的差異，試驗選擇的洗脫溶劑用量為15.0 mL。

2.1.3 溶液酸度

由于TBBPA存在兩個酚羥基，溶液酸度會影響TBBPA的存在狀態，試驗以空白加標樣品（加標量為5.0 ng·L−1）為研究對象，考察了不同溶液酸度（pH 1，2，4，7，8）對4種目標化合物回收率的影響。結果顯示：當溶液pH為1時，4種目標化合物的回收率均較低；當溶液pH為2~8時，4種目標化合物的回收率沒有明顯差異，可能與ChromP柱的填料為親水親脂型聚合物有關。為了簡化操作，提高樣品前處理效率，試驗不額外調節溶液酸度。

2.1.4 水樣中懸浮物的前處理

試驗以加標地表水（加標量為20 ng·L−1）為研究對象，分別對經0.45 μm濾膜抽濾后的水樣、抽濾后的濾膜（水樣中懸浮物以顆粒物形式吸附在濾膜上）進行前處理，考察了4種目標化合物在水中和顆粒物中的分布狀況。結果顯示，TBBPA在抽濾后的濾膜上基本未被檢出，而HBCDs有近33%（質量分數）分布在顆粒物中，可能與目標化合物的性質有關，HBCDs是非極性化合物，而TBBPA具有一定極性且存在兩個酚羥基，相較于HBCDs，TBBPA在水中具有更好的溶解性。因此，測定水樣時需對抽濾后的濾膜進行提取。

超聲是固體樣品常用的提取方法，利用“空化效應”產生的沖擊波，使溶液湍流加快，加速熱傳遞并與溶質分散，從而增強提取溶劑與水樣間的質量傳輸，提高提取效率。試驗固定超聲提取時間20 min，提取溶劑5 mL，考察了不同提取溶劑（甲醇、丙酮和二氯甲烷）對抽濾后的濾膜中HBCDs提取效率的影響。結果顯示，采用丙酮和二氯甲烷提取時，HBCDs的回收率相差不大，但采用甲醇提取時，回收率較低，這可能與HBCDs的非極性性質有關。考慮到超聲提取液中可能含有基質干擾物質，需對超聲提取液進行固相萃取凈化處理，而二氯甲烷與水不互溶，試驗選擇丙酮作為提取溶劑。

2.2 色譜條件的優化

研究表明，流動相中乙腈有利于β-HBCD和γ-HBCD的分離，甲醇有利于α-HBCD和β-HBCD的分離[21]。試驗考察了流動相體系中的不同有機相（甲醇、乙腈、體積比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液）對3種HBCDs分離效果的影響。結果顯示：當有機相為甲醇時，β-HBCD和γ-HBCD色譜峰的分離度較低；當有機相為乙腈時，α-HBCD和β-HBCD色譜峰的分離度較低；當有機相為體積比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液時，3種HBCDs色譜峰的分離效果最好，且與基線分離。因此，試驗選擇體積比1∶1的甲醇-乙腈混合溶液作為流動相體系中的有機相。

增大進樣量能提高方法的靈敏度，但進樣量過大可能影響目標化合物的分離度和峰形，進而影響目標化合物的定性定量。試驗以100 μg·L−1混合標準溶液為研究對象，考察了進樣量為1.0~20.0 μL時4種目標化合物峰形的變化情況。結果顯示：當進樣量由1.0 μL增大至10.0 μL時，4種目標化合物的峰形無明顯變化，峰響應強度則逐漸增強；當進樣量增大至20.0 μL時，4種目標化合物均出現不同程度的前展現象，其中TBBPA的峰形變化最為明顯。這可能因為混合標準溶液的溶劑為甲醇，而初始流動相僅含30%（體積分數）有機相，當進樣量較小時，目標化合物在色譜柱中的擴散尚可在較短時間內完成，不影響目標化合物的峰形，而隨著進樣量逐漸增大，目標化合物總量逐漸增大，當進樣量增大到一定量時，目標化合物在色譜柱前端無法充分擴散，進而導致峰形發生扭曲。為了保證色譜峰峰形，同時得到最佳的檢出限，試驗選擇的進樣量為10.0 μL，得到的MRM色譜圖見圖3。

圖 3100 μg·L−1混合標準溶液的MRM色譜圖

Figure 3.MRM chromatogram of 100 μg·L−1mixed standard solution

2.3 標準曲線、檢出限和測定下限

按照儀器工作條件測定混合標準溶液系列，以目標化合物與提取內標的質量濃度之比為橫坐標，以目標化合物與提取內標的響應強度之比為縱坐標繪制標準曲線。結果顯示，4種目標化合物標準曲線的線性范圍均為2.00~200 μg·L−1，線性回歸方程、相關系數見表2。

平行配制7份空白加標樣品（加標量為2.00 ng·L−1）并進行測定，依據HJ 168—2020《環境監測分析方法標準制訂技術導則》計算標準偏差s，以3.143s計算檢出限，以4倍檢出限計算測定下限，結果見表2。

2.4 精密度和回收試驗

對地表水樣品進行3個濃度水平的加標回收試驗，每個濃度水平重復測定6次，計算回收率和測定值的相對標準偏差（RSD），結果見表3。

由表3可知，4種目標化合物的回收率為88.4%~129%，測定值的RSD為2.3%~15%，表明該方法準確度和精密度較好，可以滿足痕量分析的需求。

2.5 方法比對

將本方法與現有的分析方法進行比對，結果見表4。

由表4可知：樣品的前處理方法主要為液液萃取或固相萃取。采用固相萃取時，由于水樣中含有一定量的懸浮物，一般會使用0.45 μm濾膜對樣品進行預處理，而本方法顯示懸浮物中存在一定量的HBCDs，因此測定水樣時需考慮懸浮物中HBCDs的含量；采用液液萃取時，雖然萃取了懸浮物中的目標化合物，但需要消耗較多的有機溶劑。本方法將水樣中的懸浮物和水樣作為一個整體，既萃取了水樣和懸浮物中的目標化合物，又大幅減少了有機溶劑的消耗，檢出限等方面優于部分文獻，能滿足水樣中HBCDs和TBBPA的測定需求。

2.6 樣品分析

按照試驗方法分析在湖北省內采集的32個地表水樣品和2個廢水樣品。結果顯示：在地表水樣品中，29個樣品中均未檢出4種目標化合物，1個樣品中檢出TBBPA，檢出量為1.4 ng·L−1，1個樣品中檢出3種HBCDs，檢出量為0.5~1.7 ng·L−1，1個樣品中檢出α-HBCD、TBBPA，檢出量分別為1.9，1.4 ng·L−1；在廢水樣品中，2個樣品中均檢出TBBPA，檢出量分別為1.4，17.8 ng·L−1。檢測結果與文獻[25-26]基本一致，說明湖北省的部分水體已存在輕微的HBCDs和TBBPA污染。

本工作采用固相萃取-液相色譜-串聯三重四極桿質譜法同時測定水中3種HBCDs和TBBPA的含量。該方法前處理簡便高效、可自動化，靈敏度、精密度和準確度較高，可滿足水樣中HBCDs和TBBPA的測定。

文章來源——材料與測試網