李春麗

賽默飛世爾科技（中國）有限公司

 

本文建立了一種運用三重四極桿氣質聯用儀（GC-MS/MS）來檢測水產品中多溴聯苯醚的分析方法。試樣中加入內標物BDE-77 后進行索氏提取，提取液經自動GPC 系統除脂，多層硅膠層析柱凈化后，在15 m 長的毛細管氣相色譜柱上分離，采用GC-MS/MS 的多反應監(jiān)測模式（Timed-SRM），以保留時間和離子對（母離子和子離子）信息來定性，以響應值高的離子對進行定量。結果表明，該方法的檢測限為0.1 pg/ul，相對標準偏差為2.29-5.58%。

 

多溴聯苯醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs) 屬于溴代阻燃劑(brominated flame retardants, BFRs) 的一種, 由于其優(yōu)良的阻燃效率、熱穩(wěn)定性而被廣泛地應用于建材、紡織、化工、電子電器等行業(yè). 近10 年來全世界對PBDEs 的需求量大幅增加，我國自20 世紀80 年代初以來, 十溴聯苯醚已經成為國內產量最大的含溴阻燃劑。

 

作為一種添加型的阻燃劑, PBDEs 易于從產品中特別是在電子廢品堆放及回收利用過程中向環(huán)境中釋放.1981 年在瑞典的梭魚、鰻鱺和海鱒中發(fā)現了PBDEs 的存在[1], 之后又在海魚、貽貝、底泥中檢測到了 PBDEs[2].1987年,Jansson等人[3] 首次提出把PBDEs 歸結為一類全球性的環(huán)境污染物, 自此不斷有報道從空氣、水和人體中檢出 PBDEs, 并且最近幾年在世界范圍環(huán)境中其含量呈快速上升趨勢[4~8].一個對瑞典母乳中POPs 比較詳細的調查顯示, 母乳中其他POPs 如多氯聯苯從20 世紀70 年代至90 年代呈減少趨勢, 但是PBDEs 含量一直處于遞增趨勢[9]. 此后, 歐洲、北美、日本、中國等地區(qū)相繼開展了關于人體中PBDEs 污染的研究。

 

 

本研究采用自動GPC 結合多層硅膠層析柱凈化技術進行樣品的前處理－氣相色譜三重四極桿質譜，建立測定水產品中多溴聯苯醚的方法。本文介紹了采用賽默飛世爾科技全新一代三重四級桿氣相色譜質譜聯用儀（TSQ8000）分析檢測水產品中7 種多溴聯苯醚的方法。通過二級質譜掃描大大降低了復雜基質樣品中的背景干擾影響，提高了目標化合物的檢測靈敏度，該方法具有靈敏度低、穩(wěn)定性好、線性范圍寬等優(yōu)點。

 

 

質譜儀器：TSQ8000 質譜儀( 賽默飛世爾科技，美國)；

氣相色譜儀：Trace1310 GC 配AI 1310 自動進樣器( 賽默飛世爾科技，美國)；

色譜柱：TG-5MS 15m*0.25mm*0.1μm 毛細管色譜柱；

試劑：二氯甲烷，乙酸乙酯，環(huán)己烷，正己烷：農殘級；

 

氣相方法：

柱溫箱：100℃ ( 維持 1.5min), 35℃ /min 到 200℃ , 25℃ /min到 280℃ ( 維持 5min)；進樣口：不分流進樣，不分流時間：1min，襯管：惰性不分流（貨號：453A1925），進樣口溫度為280℃；載氣：恒流，1.5ml/min；傳輸線：280℃

 

離子源溫度為300 ℃，采用 Acquisition-Timed 方法，SRM掃描，具體檢測離子對如表1 所示：

 

表1. 7 種多溴聯苯醚及內標物的質譜條件

 

Name	RT	Window	Mass	Product Mass	Collision Energy
BDE28	5.29	0.6	405.8	246	10
BDE28	5.29	0.6	407.8	248	15
BDE47	6.04	0.6	326.8	247.9	10
BDE47	6.04	0.6	485.7	325.7	15
BDE47	6.04	0.6	487.7	325.9	15
BDE77-ISTD	6.35	0.6	486	326	15
BDE77-ISTD	6.35	0.6	486	377	25
BDE100	6.6	0.6	403.8	296.9	30
BDE100	6.6	0.6	563.6	403.8	20
BDE99	6.79	0.6	405.8	296.9	25
BDE99	6.79	0.6	565.6	405.8	20
BDE154	7.24	0.6	485.7	376.8	30
BDE154	7.24	0.6	643.8	485.7	10
BDE153	7.5	0.6	485.7	376.8	30
BDE153	7.5	0.6	643.8	485.7	10
BDE183	8.14	0.6	485.7	376.8	30
BDE183	8.14	0.6	561.6	454.7	35
BDE183	8.14	0.6	721.4	561.6	10

 

提�。簻蚀_稱取勻質后的魚肉試樣5.0g( 精確至0.01g) 置于纖維素提取套筒中，加入相當于1ng 內標BDE-77 標準溶液，再加入適量無水硫酸鈉，以玻璃棉覆蓋，用200mL 正己烷/ 丙酮( 1 ∶ 1，v /v) 溶液進行索氏提取12h 以上( 約回流4 次/h) 。索氏提取后旋蒸提取液至干，以重量法計算脂肪含量。再用乙酸乙酯/ 環(huán)己烷( 1 ∶ 1，v/v )溶液溶解殘渣，定容至6mL，待GPC 凈化。

 

GPC 凈化：將上述提取液轉移至自動凝膠凈化系統，該系統采用低壓填充柱，柱規(guī)格為2cm × 50cm，填料為50g Bio-Beads S-X3，進樣管定容至6mL，進樣5mL。流動相為乙酸乙酯/ 環(huán)己烷( 1 ∶ 1，v /v) 溶液，流速5 mL /min，

等度洗脫。紫外檢測波長為240nm。采用自動溶劑蒸發(fā)系統收集20 ～ 40min 的流出組分并減壓蒸發(fā)至近干，加入2mL 正己烷復溶，待下一步凈化。

 

多層硅膠柱凈化：在1.5cm×10cm 的玻璃柱內填入適量玻璃棉，然后從下往上依次填入1 cm 高無水硫酸鈉、1g中性硅膠、3g 酸化硅膠、1g 中性硅膠和1 cm 高無水硫酸鈉。用10mL 正己烷預淋洗，將GPC 凈化液轉移至層析柱內，先用20mL 正己烷洗脫，再用20mL 正己烷/ 二氯甲烷( 1 ∶ 1，v /v) 溶液洗脫。收集全部洗脫液并旋轉蒸發(fā)至少量體積，將其轉移到進樣小瓶中，用氮氣吹干，加入100 μL 正己烷復溶后轉移至內插管進樣測定。

 

目標物二級質譜優(yōu)化-AUTO SRM 效果展示：AUTO SRM 只需要配制目標物混標，全過程自動化進行，無需復雜的儀器方法編輯和數據瀏覽，優(yōu)化結果直觀體現，特定化合物的特定離子對，按照碰撞能量進行優(yōu)化，系統自動按照離子對響應的高低進行排序，我們只需要選擇響應最高的通道即可。見下圖所示，以BDE28 為例，

 

 

一針進樣對CE 碰撞能量做了5-50 的梯度實驗，并自動按離子對響應強度大小排順，系統已選出了響應最高的碰撞能量，也就是最優(yōu)的二級質譜信息。同時，一次實驗可以優(yōu)化40 種以上目標物，優(yōu)化得到的離子對信息，可直接導入到儀器方法編輯界面進行數據采集，大大提高了工作效率。

 

通過Auto-SRM 模式優(yōu)化碰撞能量可以確定每個化合物SRM 質譜條件（母離子- 子離子- 碰撞能量）見表1，在該條件下運行樣品可得到7 種多溴聯苯醚的SRM 色譜質譜圖見圖2。

 

 

按歐盟標準，在陰性試樣中加入標準物質和內標物（PBDE-77，10 pg/ul）， 添加PBDEs 濃度為0.5pg/ul，1pg/ul，2pg/ul，5pg/ul，按照2.2 進行色譜－質譜分析。以S/N=3 為檢出限，檢出限譜圖示于圖3。由圖3 可以看出，7 種PBDEs 的S/N= 均大于3。以標準溶液濃度為橫坐標（X），定量離子對的色譜峰面積為縱坐標（Y），求得回歸方程。7 種PCBs 在0.5pg/ul ～ 5pg/ul 范圍內線性關系良好，相關系數均大于0.991，線性方程示于圖4。本方法的檢出限優(yōu)于文獻報道值，可保證樣品中7 種PBDEs 殘留的定性與定量檢測。

 

 

圖3. 0.1pg/ul 7 種多溴聯苯醚的色譜圖

 

 

圖4. 7 種多溴聯苯醚的方法線性關系圖

 

按照本實驗方法對2 個實際樣品進行分析檢測，并對每個樣品分別連續(xù)進樣7 針，計算每個化合物的相對標準偏差RSD%。實驗結果表2 表明，2 個樣品中均不同程度含有目標有機污染物，該測試方法的相對標準偏差（RSD, n=7）為2.29-5.58%。

 

圖5. 樣品1 中檢測出的各目標物的色譜圖

 

 

圖6. 樣品2 中檢測出的各目標物的色譜圖

 

表2. 樣品測試結果和方法的精密度

 

 

本方法采用ThermoFisher 公司全新一代三重四級桿質譜TSQ8000 測定水產品中7 種多溴聯苯醚的殘留，樣品提取率高，操作方便。儀器具有選擇性好，線性范圍寬，靈敏度高等優(yōu)點。同時TSQ8000 提供的離子對掃描可以極大得去除假陽性的干擾，從而使檢測結果更加準確。在復雜基質中，儀器的相對標準偏差（RSD, n=7）為2.29-5.58%。該分析測試方法中所涉及的7 種多溴聯苯醚最低檢測限為0.1 pg/ul。完全可以滿足歐盟及各國對多溴聯苯醚類物質的檢測要求。

 

1. Andersson O, Blomkvist G. Polybrominated aromatic pollutants found in fish in Sweden. Chemosphere, 1981, 10: 1051-1060.

2. Watanabe I, Kashimoto T, Tatsukawa R. Polybrominated biphenylethers in marine fish, shellfish and river and marine sediments in Japan. Chemosphere, 1987, 16: 2389-2396.

3. Jansson B, Asplund L, Olsson M. Brominated flame rerardantsubiquitous environmental pollutants?Chemosphere, 1987, 16:2343-2349.

4. Li A, Rockne K J, Sturchio N, et al. Polybrominated diphenylethers in the sediments of the Great Lakes. 4. Influencing factors, trends, andimplications. Environ Sci Thehnol, 2006, 40:7528-7534.

5. Rayne S, Ikonomou M G, Antcliffe B. Rapidly increasing polybrominated diphenyl ether concentrations in the Columbia River System from 1992 to 2000. Environ Sci Technol, 2003, 37:2847-2854.

6. Song W, Ford J C, Li A, et al. Polybrominated diphenyl ethers in the sediments of the Great Lakes 3 Lakes Ontario and Erie. Environ Sci Technol, 2005, 39: 5600-5605.

7. Kim B H, Ikonomou M G, Lee S J, et al. Concentrations of polybrominated diphenyl ethers, polychlorinated dibenzo-pdioxins and dibenzofurans, and polychlorinated biphenyls in human blood samples from Korea. Sci Total Environ, 2005, 336:45-56.

8. Thomsen C, Lundanes E, Becher G. Brominated flame retardants in archived serum samples from Norway: A study on temporaltrends and the role of age. Environ Sci Technol, 2002,36: 1414-1418.

9. Sudaryanto A, Kajiwara N, Takahashi S, et al. Geographical distribution and accumulation features of PBDEs in human breast milkfrom Indonesia. Environ Pollut, 2007, 151: 130-138.