基于巰基功能化磁球的磁固相萃取-ICP-MS聯(lián)用用于環(huán)境水樣中無機砷形態(tài)分析

許秋月，陳貝貝，何 蔓，南 凱，胡 斌

(武漢大學 化學與分子科學學院，湖北 武漢 430072)

環(huán)境和生物樣品中存在多種不同的無機和有機砷形態(tài)，水中砷主要以無機砷形態(tài)As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的形式存在，其中，As(Ⅲ)毒性約為As(Ⅴ)的60倍，因此，建立高效、靈敏、快速的分析水樣中砷形態(tài)的方法對環(huán)境污染監(jiān)測與人類健康風險評估具有重要意義。電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)是分析痕量砷的有力手段，具有靈敏度高、線性范圍寬的優(yōu)點，但其直接應用于實際樣品測定時存在無法區(qū)分多種砷形態(tài)、砷含量低于儀器檢出限、40Ar35Cl對75As的多原子離子干擾等問題。因此，ICP-MS測定前需輔以樣品前處理方法以選擇性預富集目標砷形態(tài)，并除去樣品基質(zhì)的干擾，從而測得目標砷形態(tài)的含量。目前，用于As(Ⅲ)/As(Ⅴ)形態(tài)分析的前處理方法有液相微萃取[1]、濁點萃取[2]、毛細管微萃取[3]、固相萃取[4]、磁固相萃取(MSPE)[5]等，其中MSPE是將磁性材料分散于樣品溶液中，通過超聲、振蕩等方式使目標分析物與材料之間的充分接觸，可實現(xiàn)大體積樣品的富集，具有操作簡單、富集倍數(shù)高、萃取速率快、無需有機溶劑、抗基質(zhì)干擾能力強等優(yōu)點。

MSPE的磁性納米粒子(MNPs)通常由磁核和表面涂層組成，該類材料具有獨特的磁響應，易于表面改性。MNPs的表面涂層，一方面可提供吸附的活性位點，另一方面起到保護磁芯的作用，同時改善其分散性，改性的核殼結(jié)構(gòu)磁性材料提高了對目標分析物的選擇性和自身的化學穩(wěn)定性。如Saiz等[6]通過原硅酸四乙酯水解和縮合合成了介孔二氧化硅，然后利用Fe3+配位的氨基衍生物對其改性，獲得了對無機砷的吸附容量為(14.7±0.3) mg·g-1(As(Ⅲ))和(121±4.1) mg·g-1(As(Ⅴ))的改性材料。本課題組黃朝章等[7]合成了N-(2-氨基乙基)-3-氨基丙基三乙氧基硅烷(AAPTS)改性的MNPs，基于—NH—CH2—CH2—NH2實現(xiàn)了對As(Ⅴ)的選擇性吸附，建立了水中無機砷的形態(tài)分析方法。Wang等[8]制備了帶有—OH、—SH和—NH2基團的多功能磁性氧化石墨烯，實現(xiàn)了As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的同時吸附和順序洗脫。Abbaszadeh等[9]基于金屬有機框架材料與二硫化碳改性的磁球制備了復合材料，對As(Ⅲ)的吸附容量為235 mg·g-1。Zhou等[10]制備了聚乙烯亞胺功能化的磁材料，建立了磁固相萃取-氫化物發(fā)生原子熒光光譜方法用于水樣中無機砷的形態(tài)分析，檢出限(LOD)為2 ng L-1。由此可見，MSPE中磁性吸附材料的性能是實現(xiàn)As(Ⅲ)/As(Ⅴ)形態(tài)分析的關鍵。因此，亟待開發(fā)吸附活性位點多、選擇性好、吸附解吸動力學快、穩(wěn)定性好的新型磁性吸附材料。

目前，在磁性納米材料上引入功能基團的方式主要有硅烷偶聯(lián)劑的改性、巰基單體的點擊化學反應[11]、環(huán)氧基開環(huán)反應等。何毅烽等[12]合成了環(huán)氧基磁球，通過環(huán)氧烷開環(huán)反應進行巰基單體1,2-乙二硫醇的改性，獲得巰基修飾的環(huán)氧基改性磁性納米材料，并基于此構(gòu)建了MSPE-高效液相色譜(HPLC)-ICP-MS方法用于汞形態(tài)分析。其合成方法利用了巰基-環(huán)氧基“點擊反應”活性高這一特點，制備出的材料巰基含量較大，對目標分析物的吸附容量高，合成成本低且條件溫和。

巰基在較寬pH值范圍內(nèi)可與As(Ⅲ)選擇性結(jié)合，從而實現(xiàn)As(Ⅲ)與As(Ⅴ)的分離，基于此，本研究采用巰基-環(huán)氧基“點擊反應”，制備了巰基修飾的環(huán)氧基改性磁性納米材料(Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH MNPs)，將其作為MSPE吸附材料，建立了MSPE-ICP-MS檢測水樣中As(Ⅲ)、As(Ⅴ)兩種無機砷形態(tài)的分析方法，并將其用于實際自來水和環(huán)境水中As(Ⅲ)與As(Ⅴ)的形態(tài)分析。

1 實驗部分

1.1 試劑與儀器

四乙氧基硅烷(TEOS)和γ-甲基丙烯酰氧基丙基三甲氧基硅烷(KH570)購于武漢大學有機硅試劑廠，F(xiàn)eCl3·6H2O、FeCl2·4H2O和N，N-二甲基甲酰胺(DMF)均為分析純，購于國藥集團試劑有限公司，甲基丙烯酸縮水甘油脂(GMA)、偶氮二異丁腈(AIBN)、乙二醇二甲基丙烯酸酯(EDMA)購于阿拉丁試劑(上海)有限公司，以上試劑用于合成磁性納米材料。不同形態(tài)砷標準儲備液(1 000 mg·L-1)分別由砷酸鈉(As(Ⅴ),99%,Wako Pure Chemical Industries.Ltd.,Japan)、亞砷酸鈉(As(Ⅲ),90%,Wako Pure Chemical Industries.Ltd.,Japan)溶于超純水(18.2 MΩ·cm,Millipore,Bedford,MA,USA)中配制而成，避光保存于4 ℃冰箱中，使用時逐級稀釋成系列標準溶液。實驗用水為Millipore超純水，其他試劑均為分析純(AR)或優(yōu)級純(GR)，燒杯均在7%(體積分數(shù))硝酸中浸泡24 h，用超純水洗凈后備用。

安捷倫7500a ICP-MS儀(Agilent,Japan)，JEM-2010-HT TEM儀(JEOL Ltd.,Japan)，ESCALAB250Xi XPS儀(Thermo Fisher,USA)，Mettler Toledo 320-S pH計(Instrument Co.,Ltd.,China)，KQ 250DA CNC超聲儀(Kunshan Ultrasonic Instrument Co.,Ltd.,China)。

1.2 材料制備

采用共沉淀法合成Fe3O4磁性納米粒子[13]：取11.68 g FeCl3·6H2O溶于200 mL超純水中，氮氣保護下加入4.30 g FeCl2·4H2O，攪拌加熱至85 ℃，待溶液顏色變?yōu)榱咙S色時，持續(xù)10 min，再加入6 mL 30%(體積分數(shù)，下同)NH3·H2O，溶液瞬間變?yōu)楹谏磻?0 min后，停止加熱，降至室溫后得Fe3O4黑色固體，再用超純水和乙醇洗滌多次，于乙醇中保存，待用。

移取約2 g Fe3O4分散于160 mL乙醇中，用40 mL水潤洗燒杯，再加入5 mL 30% NH3·H2O活化15 min，滴加6 mL TEOS，室溫下攪拌12 h，用超純水和乙醇洗滌多次，將最終得到的Fe3O4@SiO2保存于乙醇中，待用。取約2 g Fe3O4@SiO2分散于200 mL乙醇中，以50 mL超純水潤洗燒杯，加入6 mL 30% NH3·H2O活化15 min，滴加6 mL KH570，室溫下攪拌12 h，用超純水和乙醇洗滌多次，將得到的磁球保存在乙醇中，待用。

參考文獻[12]制備Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH：稱取1 g Fe3O4@SiO2@KH570，分散于75 mL DMF中，再加入3 mL GMA和3 mL EDMA，超聲30 min后轉(zhuǎn)移至250 mL三口燒瓶中，Ar氣保護下攪拌并升溫至60 ℃，加入180 mg AIBN，升溫至80 ℃，反應3 h后停止加熱，待其冷卻至室溫，用超純水和乙醇洗滌多次，將得到的磁球于乙醇中保存，待用。取約500 mg Fe3O4@SiO2@GMA分散于50 mL乙醇中，加入8 mL三乙胺，攪拌10 min后，滴加2 mL乙二硫醇，室溫下攪拌反應3 h，用乙醇清洗材料，以5，5′-二硫代雙(2-硝基苯甲酸)(DTNB)顯色反應判斷清洗是否完全(DTNB與乙二硫醇上的巰基反應，使DTNB的二硫鍵斷裂，生成的2-硝基-5-硫代苯甲酸離子化后，其水溶液呈黃色。在清洗的上層清液中加入DTNB，溶液不發(fā)生變色，說明過量的乙二硫醇已基本清洗完全)。

1.3 As(Ⅲ)與As(Ⅴ)的測定

As(Ⅲ)的測定：用稀HCl和NaOH調(diào)節(jié)含As(Ⅲ)的溶液(150 mL)至pH 6.0，向其中加入15 mg Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH材料，超聲分散5 min；再用磁鐵進行沉降分離，棄上層清液，將材料轉(zhuǎn)移至2 mL EP管中，加入1 mL 0.5 mol/L HNO3+0.01 mol/L KIO3混合溶液，超聲解吸2 min；磁分離后，取上清液進ICP-MS測定。對不加目標分析物的超純水同步實驗，作為空白對照組。

As(Ⅴ)的測定：As(Ⅴ)的還原方法參考文獻[14]，向含有As(Ⅴ)的標準溶液中加入1% Na2S2O3和0.5% KI混合溶液，調(diào)至pH 6.0，進行上述的實驗操作，得到As總量，通過差減法計算As(Ⅴ)含量。

1.4 ICP-MS條件

射頻電壓1 150 V，射頻匹配電壓1 V；等離子體氣體流速14.0 L·min-1；載氣流速1.0 L·min-1；輔助氣流速0.5 L·min-1；采樣深度6.9 mm；數(shù)據(jù)采集模式：跳峰；積分時間100 ms；檢測同位素：75As。

2 結(jié)果與討論

2.1 材料表征

2.1.1透射電子顯微鏡(TEM)表征對制備的Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH磁材料形貌進行了TEM的表征(圖1)。結(jié)果顯示，與Fe3O4@SiO2(圖1A)相比，F(xiàn)e3O4@SiO2@GMA-S-SH(圖1B) 呈現(xiàn)出明顯的核殼結(jié)構(gòu)，粒徑約30 nm。

圖1 Fe3O4@SiO2 MNPs(A)和Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH(B)的透射電子顯微鏡圖Fig.1 TEM characterization of Fe3O4@SiO2 MNPs(A) and Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH(B)

2.1.2X射線電子能譜(XPS)表征采用X射線電子能譜儀對Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH及Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH+As(Ⅲ)進行分析(圖2)。結(jié)果顯示，F(xiàn)e3O4@SiO2@GMA-S-SH材料吸附As(Ⅲ)前后均有S2p特征峰，結(jié)合能分別為163.5 eV和163.4 eV(圖2A)，說明乙二硫醇與環(huán)氧基磁球已成功反應，得到了巰基改性的磁材料；對比As(Ⅲ)吸附前后(圖2B)，可見材料S2p峰的位置發(fā)生了0.1 eV的位移，說明改性上的巰基與As(Ⅲ)發(fā)生了化學鍵合。

2.1.3材料對砷(Ⅲ)的吸附效果實驗對比了Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH與未經(jīng)巰基改性的材料Fe3O4@SiO2@GMA對As(Ⅲ)的吸附效果。結(jié)果發(fā)現(xiàn),Fe3O4@SiO2@GMA的吸附率小于20%，而Fe3O4@SiO2@GMA-S-SH的吸附率可達90%，表明改性后的材料上的巰基起著主要的吸附作用，與XPS的研究結(jié)果一致。

2.2 磁固相萃取條件優(yōu)化

2.2.1pH值的優(yōu)化固定As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的起始濃度為10 μg·L-1，考察了pH 2.0～9.0范圍內(nèi)兩種形態(tài)砷的吸附情況。結(jié)果顯示，As(Ⅲ)的吸附率隨著pH值的增加呈上升趨勢，在pH 5.0以后達到定量吸附(吸附率>85%)，表明As(Ⅲ)與巰基之間存在強的絡合作用。pH值較低時，材料對As(Ⅲ)的吸附率較低，結(jié)合文獻[15]推測可能是因為材料表面的羥基帶有正電荷，會對As(Ⅲ)的吸附起到抑制作用。而As(Ⅴ)在pH 5.0后幾乎無吸附，據(jù)此可實現(xiàn)As(Ⅲ)的選擇性吸附。最終選取MSPE吸附As(Ⅲ)的最佳pH值為6.0。實驗先用還原方法將As(Ⅴ)轉(zhuǎn)換成As(Ⅲ)并測定總砷含量，然后采用差減法得到As(Ⅴ)的含量。

2.2.2解吸劑種類與濃度實驗參考巰基材料吸附As(Ⅲ)時所用解吸劑，考察了1 mol/L HNO3、1 mol/L HNO3+0.02 mol/L KIO3、1 mol/L HNO3+4%巰基乙酸、1 mol/L HNO3+4%半胱氨酸、1 mol/L HNO3+4%硫脲、0.1 mol/L NaOH和0.4% Na2S對As(Ⅲ)的解吸效果。結(jié)果顯示，1 mol/L HNO3+0.02 mol/L KIO3的解吸效果最好，進一步考察了硝酸和碘酸鉀濃度對解吸效果的影響。發(fā)現(xiàn)硝酸濃度為0、0.1、0.5、1.0 mol/L時As(Ⅲ)的回收率分別為6.9%、83.0%、86.5%、86.9%(KIO3為0.02 mol/L)，表明硝酸濃度不低于0.5 mol/L時可實現(xiàn)對As(Ⅲ)的定量回收(>85%)；當硝酸濃度為0.5 mol/L，碘酸鉀為0.01、0.02 mol/L時，As(Ⅲ)的回收率基本相當(87.8%和86.5%)，為避免ICP-MS分析時引入大量的鹽，因此選擇解吸劑為0.5 mol/L HNO3+0.01 mol/L KIO3。

2.2.3樣品體積、材料用量與吸附時間固定As(Ⅲ)的絕對量為10 ng，考察了不同樣品體積對其回收率的影響。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，樣品體積為20、50、100、150、200 mL時，As(Ⅲ)的回收率分別為(92.6±7.9)%、(87.6±1.0)%、(96.5±5.2)%、(92.5±7.7)%和(67.6±3.4)%。為達到更高的富集倍數(shù)且滿足定量回收[16]的要求，最終選擇樣品體積為150 mL。

固定As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的起始濃度均為10 μg·L-1，樣品體積為150 mL，考察了不同F(xiàn)e3O4@SiO2@GMA-S-SH材料用量對As(Ⅲ)回收率的影響。結(jié)果表明，當材料用量為5、10、15、20、30 mg時，As(Ⅲ)的回收率分別為(86.9±8.2)%、(85.4±8.6)%、(91.3±2.3)%、(91.1±5.4)%和(96.4±6.3)%。為確保方法的穩(wěn)定性，最終選擇材料用量為15 mg。

固定As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的起始濃度為10 μg·L-1，樣品體積為150 mL，考察了吸附時間對As(Ⅲ)回收率的影響。結(jié)果顯示，當吸附時間為5、10、15、20 min時，As(Ⅲ)的回收率分別為(90.6±7.9)%、(93.8±3.4)%、(98.0±6.0)%和(96.8±5.0)%，由此可見該材料具有較快的吸附動力學。為縮短萃取時間，選擇吸附時間為5 min。

2.2.4解吸體積與解吸時間考察了解吸劑(0.5 mol/L HNO3+0.01 mol/L KIO3)體積為0.5、1.0、1.5、2.0 mL時As(Ⅲ)的解吸情況。結(jié)果顯示：當解吸體積為1.0 mL時，As(Ⅲ)的回收率最大(97.3%)，此時樣品體積為150 mL，由此計算得理論富集倍數(shù)為150倍。

確定樣品體積為150 mL，解吸體積1.0 mL，材料用量為15 mg，吸附時間20 min，考察了解吸時間為2、5、10、15、20 min的影響。結(jié)果表明，當解吸時間為2 min時，As(Ⅲ)回收率達90.0%；繼續(xù)延長解吸時間，As(Ⅲ)的回收率幾乎無變化。因此選擇解吸時間為2 min。

2.3 干擾離子

2.4 線性范圍與檢出限

優(yōu)化條件下，75As在ICP-MS中的信號響應(峰高，y)與其質(zhì)量濃度(x,ng/L)在5～3 000 ng·L-1范圍內(nèi)線性良好，線性方程為y=192 383x+1 704，相關系數(shù)(r2)為0.998 4，按照IUPAC定義(3σ)計算得As(Ⅲ)的檢出限(LOD)為1.5 ng·L-1，RSD(c=10 ng·L-1)為9.6%(日間，n=7)和7.5%(日內(nèi),n=5)，富集倍數(shù)為150倍(樣品體積150 mL，解吸體積1 mL)。

本方法與文獻[1-3,18-19]相比(表1)，具有富集倍數(shù)高、檢出限低的優(yōu)點；與文獻[14,20]相比，具有線性范圍寬，更適用于痕量元素分析的優(yōu)勢。

表1 本方法與其他砷形態(tài)分析方法的比較Table 1 Comparison of the method with other analytical approaches for arsenic speciation

2.5 As(Ⅲ)與As(Ⅴ)比例的影響

水溶液中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量差異可能會影響方法的準確性，因此考察了As(Ⅲ)和As(Ⅴ)濃度比例(1∶1、1∶10、10∶1)對二者回收率的影響。結(jié)果顯示，不同比例的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)均可實現(xiàn)完全分離并定量回收(回收率為89.3%～103%)，表明本方法適用于環(huán)境水樣中無機砷形態(tài)分析。

2.6 樣品分析

2.6.1標準物質(zhì)分析將本方法應用于水質(zhì)標準樣(GSB07-3171-2014)中無機砷形態(tài)分析以驗證方法的準確性。結(jié)果顯示，測得As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量分別為(35.7±1.5)、(7.46±0.12) μg·L-1，兩者之和(43.2±1.5) μg·L-1即為總砷含量，與標準值(45.5±3.1) μg·L-1一致，t-test為2.61(t0.05,2=4.30)，表明方法準確度良好。

2.6.2實際樣品分析采用本方法測定自來水和環(huán)境水(武漢東湖湖水，經(jīng)0.45 μm濾膜過濾)中無機砷含量，分別將兩個水樣調(diào)至pH 6.0，按“1.3”方法測定。結(jié)果顯示：自來水和東湖水中As(Ⅲ)含量分別為0.036 μg·L-1和0.24 μg·L-1，As(Ⅴ)含量分別為0.043 μg·L-1和0.43 μg·L-1。分別向水樣中添加一定量As標準溶液(自來水為0.05、0.5 μg·L-1，湖水為0.5、1.0 μg·L-1)進行加標回收實驗，計算得其回收率為80.9%～101%，RSD為1.5%～10%。

3 結(jié) 論

本文根據(jù)—SH與As(Ⅲ)特異性結(jié)合的性質(zhì)，制備了乙二硫醇改性的環(huán)氧基磁性納米材料，將其與MSPE-ICP-MS聯(lián)用實現(xiàn)了As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的分離、富集和檢測。該吸附材料的合成條件簡單溫和，富集倍數(shù)可達150倍，具有較好的分散性，吸附及解吸時間短，可滿足環(huán)境水中痕量砷形態(tài)分析的要求。