郭麗囡，王雅慧，閆 萌，冀欠欠，姜心瑤，王曼曼，王 茜，郝玉蘭

（華北理工大學(xué) 公共衛(wèi)生學(xué)院，河北 唐山 063210）

雙酚類化合物（BPs）是一類廣泛存在于水體中的內(nèi)分泌干擾物，由2個羥基苯酚通過化學(xué)結(jié)構(gòu)鍵合而成。常見的雙酚類化合物包括雙酚A（BPA）、雙酚F（BPF）和雙酚AF（BPAF）。BPs因成本低廉、化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，常被作為塑料生產(chǎn)的原料單體或添加劑使用［1］。由于BPs不易降解，可通過塑料管道溶出，而大量未經(jīng)妥善處理的塑料廢棄物，即使經(jīng)過污水處理和生物降解等工藝仍會進入水體環(huán)境，導(dǎo)致水中BPs 含量增加，因此水體中BPs 污染不容忽視［2-4］。研究表明，BPs 可以模擬雌激素活性，與內(nèi)源性激素競爭，干擾內(nèi)源性激素的正常生成和代謝，引起內(nèi)分泌紊亂，從而導(dǎo)致機體的生殖功能異常，如哺乳動物雌性性早熟、雄性精子數(shù)量減少［5-7］，且會降低免疫系統(tǒng)功能，增加乳腺癌和前列腺癌發(fā)生的風(fēng)險［8］。GB5749-2006《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準》對自來水中的BPA 濃度限制在10 μg/L 以下［9］。因此，建立快速、高效的方法檢測環(huán)境水中BPA、BPF和BPAF十分必要。

水中BPs 的常用檢測方法有高效液相色譜-紫外檢測法（HPLC-UV）、高效液相色譜-質(zhì)譜法和氣相色譜法等［2］。由于水樣中BPs 通常為痕量水平，且環(huán)境水樣基質(zhì)復(fù)雜，難以直接檢出，因此需對水樣中目標(biāo)分析物進行富集凈化［10］。目前，水中BPs 的前處理方法主要有液相微萃取、固相萃取和溶劑萃取等。分散固相萃?。―SPE）是在固相萃取技術(shù)基礎(chǔ)上發(fā)展而來，該技術(shù)將吸附劑直接分散于樣品基質(zhì)中進行萃取，通過離心等手段實現(xiàn)目標(biāo)物與樣品基質(zhì)的分離［11-13］。吸附材料是影響DSPE 吸附效果的核心，常用的吸附材料有碳納米管、石墨烯和金屬有機骨架等［14-16］。

金屬有機骨架（MOFs）是由金屬離子或簇和有機配體組合形成的多孔晶體材料［17］，因具有結(jié)晶度高、比表面積大和孔道可調(diào)控等特性在吸附分離領(lǐng)域備受關(guān)注［18-20］。以鋯（Zr）金屬為中心的MOFs具有良好的水穩(wěn)定性與化學(xué)穩(wěn)定性，是近年來發(fā)展迅速的一種新型吸附劑。DUT-52是以［Zr6O4（OH）4］12+為二級構(gòu)建單元，與12 個2，6-萘二羧酸單元連接形成的具有微孔結(jié)構(gòu)的金屬有機骨架［21-22］。研究表明，在MOFs 骨架中原位摻雜鑭系金屬或過渡金屬離子能夠增加材料表面的活性位點，增強吸附劑與有機物間的吸附作用，從而改善原有MOFs 的吸附和分離性能［23-25］。本研究采用溶劑熱法，在DUT-52 合成過程中摻雜Ce（Ⅲ），構(gòu)筑CeDUT-52 吸附劑，對水中上述3 種BPs 進行富集凈化，并結(jié)合高效液相色譜（HPLC）建立了快速、高效地檢測水中3種BPs的分析方法。

1 實驗部分

1.1 儀器與試劑

Agilent 1200 高效液相色譜儀-紫外檢測器（美國Agilent 公司）；D/MAX 2500 PC X 射線衍射儀（XRD，日本Rigaku 公司）；VERTEX 70 傅里葉變換紅外光譜儀（FT-IR，德國Bruker 公司）；Hitachi S-4800 場發(fā)射掃描電子顯微鏡（SEM，日本Hitachi 公司）；Noran7 X 射線能譜儀（EDS，美國Thermo Fisher Scientific公司）；80 mL水熱合成反應(yīng)釜（天津凱易達儀器有限公司）；LC-36熱風(fēng)循環(huán)烘箱（上海旦順實業(yè)有限公司）；DZF-6 020型真空干燥箱（江蘇江東精密儀器有限公司）。

氯化鋯（ZrCl4）、七水三氯化鈰（CeCl3·7H2O）、2，6-萘二羧酸（H2NDC）和冰乙酸（分析純，上海阿拉丁試劑有限公司）；甲醇（MeOH）、乙腈（ACN）（色譜純，美國Fisher公司）；N，N-二甲基甲酰胺（DMF）、無水乙醇（分析純，天津光復(fù)試劑有限公司）；丙酮（DMK）、異丙醇（IPA）（分析純，天津市大茂化學(xué)試劑廠）；超純水（杭州娃哈哈集團有限公司）。

3種BPs標(biāo)準品：BPA、BPF和BPAF（純度≥99%，北京迪馬科技有限公司）。

1.2 標(biāo)準溶液的配制

分別用ACN 配制1 g/L 的3種BPs 標(biāo)準儲備液，后續(xù)實驗用ACN 將標(biāo)準儲備液逐級稀釋為100 mg/L的標(biāo)準混合工作液，于4 ℃下避光保存。

1.3 CeDUT-52吸附劑的制備

通過溶劑熱法制備CeDUT-52［26］。稱量372.4 mg CeCl3?7H2O 置于20 mL DMF 中超聲10 min，使其充分溶解；加入216 mg H2NDC繼續(xù)超聲60 min，充分混勻后加入230 mg ZrCl4超聲10 min；向反應(yīng)體系中加入3 mL 冰乙酸，超聲處理20 min；將反應(yīng)溶液轉(zhuǎn)移至聚四氟乙烯內(nèi)襯的反應(yīng)釜中，120 ℃下反應(yīng)24 h。自然冷卻至室溫，離心收集沉淀，將所得固體用DMF 和無水乙醇分別洗滌3 次，離心棄去上清液，120 ℃下真空干燥2 h即得。

1.4 樣品制備

環(huán)境水樣采集自曹妃甸區(qū)青龍湖湖水，自來水水樣采集于華北理工大學(xué)實驗室。將采集的水樣于4 ℃避光保存，使用前經(jīng)0.45 μm濾膜過濾，以除去懸浮顆粒。

1.5 色譜分離條件

色譜柱為Agilent Eclipse Plus-C18柱（4.6 mm×250 mm，5 μm）；流動相為ACN 和H2O（52∶48，體積比）；流速為1 mL/min；進樣量為20 μL；檢測波長為200 nm；柱溫為25 ℃。

1.6 分散固相萃取流程

稱取40 mg CeDUT-52加至50 mL水樣中，吸附20 min后，通過離心（1 800 r/min，3 min）將吸附劑與樣品溶液分離，棄去上清液。用0.5 mL MeOH對BPs進行洗脫，充分混勻10 min后離心保留上清液，重復(fù)3次后合并洗脫液，氮吹濃縮至近干，采用MeOH定容至0.5 mL，待測。

2 結(jié)果與討論

2.1 CeDUT-52吸附劑的表征

通過XRD 對制備的DUT-52 和CeDUT-52 的晶體結(jié)構(gòu)進行了表征。如圖1A 所示，CeDUT-52 譜圖具備DUT-52 典型的衍射峰，但強度略有下降，且在約2θ=6.5°和2θ=7.3°處出現(xiàn)一定偏移（圖1A插圖），此現(xiàn)象與Wan 和Sun 等［27-28］的研究結(jié)果一致，表明Zr-O 基團中Zr（Ⅳ）被原子半徑較大的Ce（Ⅲ）部分取代，導(dǎo)致晶格收縮并抑制了DUT-52 的晶體生長。采用FT-IR 對DUT-52 和CeDUT-52的基團構(gòu)成進行了表征。如圖1B 所示，CeDUT-52 具備DUT-52 的所有特征峰，其中658 cm-1和758 cm-1處存在Zr-O 基團的特征峰，O-C-O 基團的振動在1 580 cm-1和1 480 cm-1附近出現(xiàn)，證明結(jié)構(gòu)中存在二羧酸鹽［29］；Ce（Ⅲ）的摻入使CeDUT-52 譜圖中約在1 700 cm-1處出現(xiàn)Ce-O 拉伸和Ce-O-C 振動引起的新的譜帶［30］。XRD 與FT-IR 的結(jié)果證實吸附劑制備成功。利用SEM 對吸附劑的基本形貌進行分析，與純DUT-52（圖1C）相比，摻雜后的吸附劑CeDUT-52（圖1D）保持了八面體結(jié)構(gòu)，但粒徑由原來的2 μm降低至約500 nm。

圖1 DUT-52和CeDUT-52的XRD（A）和FT-IR（B）；以及DUT-52（C）和CeDUT-52（D）的SEM圖Fig.1 XRD patterns（A）and FT-IR spectra（B）of DUT-52 and CeDUT-52；SEM images of DUT-52（C）and CeDUT-52（D）

通過EDS 對所制備的CeDUT-52 進行成分、元素種類與含量分析，由圖2 可知，Ce（Ⅲ）已成功摻雜到DUT-52 中。EDS 面掃元素分布結(jié)果顯示，摻雜后各元素占比如下：C 為41.60%；O 為27.04%；Zr為30.17%；Ce為1.19%。

圖2 CeDUT-52的EDS圖Fig.2 EDS mappings of CeDUT-52

2.2 分散固相萃取條件的優(yōu)化

優(yōu)化DSPE 吸附和洗脫條件可以保證目標(biāo)物被最大程度吸附且易于洗脫，提高方法的準確度。因此實驗考察了吸附劑用量、吸附時間、洗脫溶劑種類和洗脫體積對目標(biāo)物回收率的影響。3種BPs的質(zhì)量濃度均為20 μg/L，所有實驗平行測定3次。

2.2.1 吸附劑用量與吸附時間分別考察了吸附劑用量（10、20、30、40、50 mg）和吸附時間（5、10、15、20、25 min）對3 種BPs 回收率的影響。結(jié)果顯示，當(dāng)吸附劑用量為40 mg 時，3 種BPs 的回收率達到最高，繼續(xù)增加吸附劑用量，目標(biāo)物的回收率保持穩(wěn)定（圖3A）。當(dāng)吸附時間為20 min 時，3 種BPs 的回收率均達到80%以上，繼續(xù)增加吸附時間，BPAF 的回收率反而下降（圖3B）。因此，實驗選擇最佳吸附劑用量為40 mg，最佳吸附時間為20 min。

2.2.2 洗脫溶劑與洗脫體積在固定吸附劑用量為40 mg，吸附時間為20 min，洗脫體積為0.5 mL×3的條件下，對MeOH、ACN、DMK和IPA 4種洗脫溶劑進行了考察。結(jié)果如圖3C所示，當(dāng)洗脫溶劑為MeOH 時，目標(biāo)物的回收率最高。實驗同時考察了不同洗脫體積（0.5 mL×1、0.5 mL×2、0.5 mL×3和0.5 mL×4）對3種BPs回收率的影響（如圖3D），結(jié)果顯示隨著MeOH 體積的增加，3種BPs的回收率逐漸升高，并在0.5 mL×3時回收率達到最佳（88.9%～101%），因此選擇0.5 mL×3的MeOH 作為最佳洗脫溶劑。

圖3 CeDUT-52用量（A）、吸附時間（B）、洗脫溶劑種類（C）和洗脫體積（D）對BPs回收率的影響Fig.3 Effects of CeDUT-52 amount（A），adsorption time（B），elution solvent（C）and elution volume（D）on the recoveries of BPs

2.3 方法驗證

2.3.1 線性范圍、檢出限與定量下限在最佳DSPE條件下，以低于檢出限的實際水樣作為空白水樣，在0.3～600 μg/L范圍內(nèi)對同一空白水樣配制7個不同質(zhì)量濃度的3種BPs混合標(biāo)準溶液，采用本方法進行測定，并以峰面積（y）對BPs 的質(zhì)量濃度（x，μg/L）繪制標(biāo)準曲線。表1 結(jié)果顯示，BPA、BPF 在0.3～300 μg/L范圍內(nèi)，BPAF在0.6～600 μg/L范圍內(nèi)線性關(guān)系良好，相關(guān)系數(shù)（r）均不小于0.999 8；方法檢出限（LOD，S/N=3）分別為0.1、0.1、0.2 μg/L，定量下限（LOQ，S/N=10）分別為0.3、0.3、0.6 μg/L。

表1 3種BPs的線性關(guān)系、檢出限和定量下限Table 1 Linear relations，LODs and LOQs of three BPs

2.3.2 準確度與精密度為驗證方法的準確度和精密度，對空白水樣進行加標(biāo)回收實驗，3種BPs 的加標(biāo)水平分別為1、5、10 μg/L，每個加標(biāo)水平平行測定3次。在3個加標(biāo)水平下，3種BPs的回收率為82.5%～101%，以日內(nèi)和日間測定的峰面積計算相對標(biāo)準偏差（RSD，n= 3）分別為1.9%～6.3%和2.4%～10%（見表2）。表明本方法在實際水樣處理中具有良好的準確度和精密度，可以滿足分析要求。

表2 本方法的回收率和相對標(biāo)準偏差（n=3）Table 2 Recoveries and relative standard deviations of this method（n=3）

2.4 實際樣品分析

為進一步驗證所建方法的可行性，分別對5例湖水和5例自來水實際水樣進行分析，均未檢出上述3種目標(biāo)物。對實際水樣進行10 μg/L 加標(biāo)回收實驗，所有樣品的加標(biāo)回收率為85.9%～102%（見表3）。表明方法的準確度較高，可用于實際水樣中BPs的分析。

表3 實際水樣中BPs的分析結(jié)果及加標(biāo)回收率（n=3）Table 3 Analytical results and spiked recoveries for the determination of three BPs in water samples（n=3）

在最優(yōu)的DSPE條件下，將3種BPs按照10 μg/L水平加入青龍湖水樣，將加標(biāo)水樣直接進樣分析、經(jīng)本方法萃取后進樣分析以及1 mg/L 標(biāo)準溶液直接分析得到的色譜圖進行比較。結(jié)果如圖4 所示，與直接進樣（圖4A）相比，經(jīng)本方法處理后的加標(biāo)樣品中雜質(zhì)峰明顯降低（圖4B）；與標(biāo)準溶液的色譜峰（圖4C）相比，本方法處理后3種BPs得到了有效富集。以前處理后3種BPs的濃度與原始溶液中濃度的比值作為富集倍數(shù)［31］，得到本方法對目標(biāo)物的富集倍數(shù)為92～102。

圖4 加標(biāo)水樣（10 μg/L）直接進樣（A）、經(jīng)本方法前處理后進樣（B）和1 mg/L標(biāo)準溶液直接進樣（C）的色譜圖Fig.4 Chromatograms of spiked water sample（10 μg/L）direct injection（A），pretreatment with the proposed DSPE method（B）and BPs standard solution（C）

2.5 CeDUT-52與商品化吸附劑C18對比

為進一步評價CeDUT-52 的吸附性能，將摻雜Ce（Ⅲ）前、后的DUT-52與商品化吸附劑C18的吸附能力進行對比，在50 mL 水樣中分別加入40 mg CeDUT-52 和C18吸附劑，經(jīng)過20 min 確保完全吸附。由圖5 可見，所制備的CeDUT-52 對3 種BPs 的回收率可達87.4%～98.2%，與DUT-52 相比，3 種BPs 回收率明顯提高；并且其吸附能力與商品化吸附劑C18（90.9%～99.7%）相當(dāng)，而重現(xiàn)性更加優(yōu)異。表明所制備的CeDUT-52 在吸附領(lǐng)域有良好的應(yīng)用前景。

圖5 DUT-52、CeDUT-52和商品化C18吸附劑對3種BPs的吸附性能比較（n=3）Fig.5 Comparison of adsorption properties between DUT-52，CeDUT-52 with commercial C18 adsorbent（n=3）

2.6 與文獻方法對比

將本方法與測定環(huán)境水中BPs的文獻方法［32-35］進行比較，結(jié)果見表4。本方法的上樣體積為50 mL時，采用40 mg CeDUT-52吸附劑，僅需20 min 即可完成吸附。采用HPLC 分析，在回收率相當(dāng)?shù)那闆r下，本方法的LOD（0.1～0.2 μg/L）優(yōu)于文獻方法，且低于GB5749-2006［9］對飲用水中BPA的限值。本方法操作快速、靈敏，能夠滿足水中BPs的分析要求。

表4 本方法與文獻報道高效液相色譜法對水樣中BPs的分析結(jié)果對比Table 4 Comparison with this method and reported techniques for determination of BPs in water using HPLC

3 結(jié) 論

本研究采用溶劑熱法成功制備了CeDUT-52復(fù)合材料，將其用作DSPE吸附劑，結(jié)合HPLC建立了一種快速、高效地檢測環(huán)境水中痕量BPs的分析方法。該方法準確、操作快速，能夠?qū)崿F(xiàn)BPs的有效富集，滿足環(huán)境水樣中3種BPs的分析要求，為環(huán)境水樣中BPs的殘留分析提供了新選擇。