毛細管電泳-電噴霧質譜發測定地表水中酸性藥物殘留

由于將藥物及其代謝物排放到環境水中，以及對廢物處理不當，使地表水中藥物殘留濃度高達ppb數量級。因為部分藥物及其代謝物對于生物降解作用極其穩定，所以盡管經過污水處理，但仍不能避免它們進入環境。測定地表水中藥物殘留的最常用方法是GC-MS，它需要一個衍生步驟。本文考察了水溶液及非水溶液CE-MS技術，結果表明CE-MS適合于分析地表水中的酸性藥物殘留。

The excretion of pharmaceutical drugs and their metabolites into environmental waters，together with improper waste disposal，has led to concentrations up to the ppb level of drug residues．Even passage of wastewater through sewage treatment plants does not prevent entry of all drugs into the environment because of the high stability of some drugs or their metabolites against biological degradation．The most common method for determination of drug residues in surface water is GC-MS，which often requires derivatization as a sample preparation step．This study lnvestigates the use of CE-MS in aqueous and nonaqueous solvents as an alternative approach，and it was concluded that CE-MS is a suitable method for the analysis of acidic pharmaceutical residues in surface water.

      毛細管電泳(CE)是一種公認的分析分離技術。由于它分離效率高，分析時間短，使其成為除了液相色譜(LC)和氣相色譜(GC)以外的又一個可供選擇的重要方法。但是無論如何，直接或間接使用紫外(UV)檢測方法(CE中最常用的檢測方法)，在許多情況下導致檢測靈敏度不夠。這或多或少是由于毛細管直徑的限制而使檢測光程過短。為此CE和電噴霧質譜(ES-MS)聯用似乎是克服CE靈敏度不夠這個缺點的一個好方法，因為質譜一向以高靈敏、高選擇性著稱。CE-MS的另一個優點是無需樣品衍生，不像GC對一些不揮發性樣品(如強極性或離子型化合物)常需衍生。總之，CE-MS尚處于起步階段，積累的經驗是很少的。

　　本文在非水和含水溶劑的CE條件下，用CE-MS法測定地表水中藥物殘留并用實際水樣分析做了說明。近期工作表明，非水和含水CE體系的選擇性是不同的，后者在很多情況下使溶質的分離度增加^[1?4]。

　　近年來，由于對藥物及其代謝物排放處理不當，使其在地表水中含量高至ppb級。盡管公共廢水是經過污水處理排放，但作物環境仍不可避免地受到一些在生物降解中穩定的藥物或其代謝物的侵害。

　　近期研究表名^[5，6]，在一定條件下，這些化合物(指藥物及其代謝物)還能通過地下水進入飲用水系統，因此對這些痕量污染物的控制顯得格外重要。對地表水中污染物的測定主要用GC法，它通常和MS聯用檢測，而樣品則常需事先衍生^[7-10]。至今在分析如苯扎貝特、盤尼西林V、布洛芬、環氟拉嗪、萘普生、撲濕痛以及對氯苯氧異丁酸等樣品時，在LC-MS和CE-MS聯用方面的工作也做得很少^[10，11]。上述所選藥物都有酸性位點(如羧基或酚)或者是既有酸性位點又有堿性位點(氫化物)，從而可進行質子化或去質子化，因此用MS測定成為可能。分析藥物的選擇，取決于銷售量及其代謝和降解的穩定性。

　　水樣都要經過預處理以消除底物的影響，并對樣品進行預濃縮，常用的方法是采用固相萃取法(SPE)，要選用合適的固定相(反相材料)和條件。就飲用水或地表水而言，通常都含有大量的以腐植質和類似物形式存在的有機碳，這將對樣品的高倍濃縮帶來困難。

1 實驗方法

1．1儀器和CE-MS條件

　　Crystal 310 (Thermo CE，Franklin，MA)用于CE-MS測定。50μm徑石英毛細管為Polymicro Technologies(Phoenix， AZ)。新的70cm長的毛細管依次用0．1mol／L NaOH和水進行沖洗老化(各10min)。為使電滲流(EOF)反相，毛細管壁用0．001％(mass／v01)六溴代節菊酯(hexadimethrin bromide)的甲醇溶液處理，接著依次用甲醇、水沖洗(各10min)。最后用CE電解質載液沖洗，結束柱子老化。實驗中，每次操作前都要用電解質載液沖洗柱子3min。

　　對于含水CE體系，電解質載液為20mmol／L醋酸銨，用1mol／L醋酸調節其pH值；而對非水CE體系，電解質載液則是甲醇和乙腈中的醋酸銨和不同濃度的醋酸。

　　MS檢測用一臺HP 5g 89B 四極桿系統(Agilent， Palo Alto， CA)，它僅裝有一臺射頻六極桿(Analytica of Branford， Branford，CT)，采用一臺氣動電噴霧電離(ESl)界面裝置(HP 59987A， Agilent)和一個CE探頭。護套液(Sheath liquid)由2-丙醇／水為80：20(vol／vol)組成，含0．1％(vol／vol)醋酸時為正檢測模式；含0．1％(vol／vol)三乙基胺時為負檢測模式。皆由注射泵(22型，Haward Apparatus，South Nahck，MA／輸送，流速為4μL／min，干燥氣流速為1．4L／min(氮氣，純度5．0級，溫度150℃)，不用霧化氣體。

1．2化學試劑

　　試劑為不同廠商提供的高純試劑，藥物標樣購自Sigma。Aldrich(St．Louis，MO)。

　　高純水用Milli-Q水純化系統(Millipore，Milford，MA)制取。

1．3水樣的預處理和濃縮

　　所有與水樣或萃取物接觸的玻璃器皿，使用前皆用l0％(vol／vol)二甲基二氯硅烷的甲苯溶液處理，以使其表面硅烷化，然后再依次用純甲苯(二次)和甲醇(二次)沖洗，處理后的玻璃器皿在160℃的干燥器中放置3h。

　　水樣在固相萃取(SPE)前，用液?液萃取法(LLE)進行預處理。500mL水樣用濃鹽酸酸化至pH 2，加入50g硫酸鈉后再用25mL己烷／甲基叔丁醚為1：1(vol／vol)的混合物萃取兩次。所得有機相用50mL 2mmol／L氫氧化鈉溶液萃取兩次；再用鹽酸調節pH 2，并用水(pH 2)稀釋至250mL。將上述所得樣品流經一個裝有500mg、40μm的Bondesil ODS(十八烷基硅烷，Varian，Palo Alto，CA)的SPE柱(6mL)，該柱事先經等柱體積的丙酮、甲醇、水(pH 2)順序老化，流速約為10mL／min。待SPE柱干燥30血n后，用總體積為2mL的甲醇沖洗藥物，并用氮氣(純度4．6級)吹干。進樣(5kPa，0．3min)前萃取的藥物用50 μL甲醇／電解質載液為80：20(vol／vol)混合物再溶解。

2結果和討論

2．1 含水和非水C E系統分離酸性藥物的優化

　　以分離度和檢測限為指標，優化含水和非水C E系統，以20mmol／L濃度醋酸銨為電解質載液。對含水CE系統，用1mol／L醋酸調節使pH在4?6．6之間以優化藥物分離。實驗結果表明，分離度最佳BtpH為4，但在這個低的pH值時，即使電滲遷移率最高的對氯苯氧異丁酸到達MS的移動時間也超過40min。為使操作時間降至合理的程度，選定pH為5．1，此時分析時間獲得改善，而樣品間的分離度雖下降但仍可接受。質譜檢測有其獨特的選擇性，只要分析樣品有不同的m／z值，則其流出峰重疊就不再是個問題，這樣也就消除了底物的干擾。由于現有分析工作所要求的條件都能完全滿足，因此在含水CE系統中用CE-MS測量時，最后選定20mmol／L醋酸銨為電解質載液，pH為5．1。取3倍信噪比為檢測限，測得在正的和負的檢測模式時有近乎相同的值(對所進的標準溶液為20?130μg／L)。布洛芬和對氯苯氧異丁酸只能在負檢測模式下檢出，因其無堿性位點使正檢測模式下的質子化和檢測成為不可盲目。

　　為改變非水CE系統電滲流方向，需用六溴代節菊酯處理新毛細管壁。與含水CE模式相似，含20mmol／L醋酸銨的甲醇／乙腈混合液的電解質載液的酸度通過不同濃度的醋酸得到優化，用樣品間的分離度和短的分析時間做優化指標，測得最佳點是：醋酸濃度為60mmol／L，甲醇／乙腈比值為40：60(vol／vol)。圖1為標準的毛細管電泳圖。操作條件除分離電壓為?20kV而不是+20kV外余皆相同，非水CE系統的檢測限與含水CE系統的計算方法相同，其值為11?160μg/L。另外，布咯芬和對氯苯氧異丁酸僅能在負檢測模式下檢出。

 

2．2含水和非水系統選擇性的比較

　　含水和非水CE系統中分析樣的遷移次序和選擇性有顯著不同(見圖2)。含水系統中分析樣的淌度為一7×10-5一一25×10-5cm2 V-1sec-1，而非水系統則為?8xl0-5一?19xl0-5’cm2v-1secc-1；就分析樣而言，對氯苯氧異丁酸在兩種不同模式下都是遷移最快的分析樣，它被指定在第一個位置(見圖2)。由圖2可見，在所研究的含水CE系統(pH 6．6降至pH 4．0)和非水CE系統(醋酸從20到200mmol／L)整個變化范圍內可以得到不同的遷移次序。對氯苯氧異丁酸在兩種模式和整個變化范圍內有最高的淌度，而市洛芬或萘普生在非水系統20?200mmol／L醋酸時有最低的淌度，但它們在含水系統的淌度則處于中間值。實驗結果清楚地表明，當含水系統的選擇性不利于解決分析問題時，則非水CE系統是另一個可選的方法。

2．3真實地表水祥預處理條件的優化

　　用CE-MS法，以檢測限為指標，優化標準樣測定方法后，進一步優化樣品預處理方法是必要的。因為就真實樣品而言，樣品要預濃縮10，000倍。如此高的濃縮倍數必將使地表水中的底物也由SPE大大富集，這樣就不能用CE-MS方法對峰定量。為此，研究了在SPE之前先用LLE的凈化方法，當水樣用鹽酸酸化后(參見實驗部分)，用甲基叔丁醚和己烷混合溶液為萃取液。當用2mmol／L氫氧化鈉溶液再次萃取后，調節萃取液的pH為2，并用Milli-Q水稀釋至250mL，pH為2。這個稀釋步驟的必要性在于降低有機溶劑在水中的含量，否則將因樣品在緊接著的SPE過程中不希望高的流出強度而降低萃取效率。比較LiChrolut RP 18，LiChrolut EN(Merck，Darmstadt，Gennany)，Oasis(Waters，Milford，MA)， Bond-Elut Cl8-OH (Varian，Harbor City，CA)和Bondesil ODS，就所選擇的分析樣品而言，Bondesil ODS有最好的收率，從而可作為進一步優化SPE時的填料。取分析樣體積為500mL，SPE柱填裝500mg Bondesil ODS，在pH為2，5．5和8．5時進行試驗，發現對所有分析樣pH為2時收率最好。操作過程中另一注意事項是，凡和樣品和萃取物接觸的玻璃器皿事先都需經二氯二甲基硅烷處理，這樣能明顯提高萃取效率。用LLE和SPE相結合的方法，在低的ng／L檢測水平時，水樣萃取回收率見表1；盤尼西林Ⅴ和撲濕痛可以用SPE萃取，但它們在SPE之前的LLE過程中丟失。其他分析樣的回收率為54％一82％，標準偏差(SD)為16％～30％。除了適度的回收率外，CE-MS對真實水樣分析的檢測限是很低的。

2．4 用CE-MS分析真實地表水樣

　　采用LLE和SPE結合的方法處理樣品，并用CE-MS聯用測定了河水中的藥物殘留，樣品電泳圖見圖3。此時采用含水CE系統，外標法測定。為保證流出峰得到確認，實驗中加入了標準物，并采用含氯化合物在質譜上查對了同位素峰的特征分布。在5個河水樣品中苯扎貝特、環氟拉嗪、對氯苯氧異丁酸的質量濃度在5?390ng／L范圍內可被檢測。另外，有一個樣品其素普生含量約為40ng／L。

3 結語

　　含水和非水CE系統與電噴霧MS聯用測定地表水中酸性藥物殘留是個合適的方法。含水和非水CE系統對所選分析樣品有相近的靈敏度和不同的選擇性。CE-MS是GC-MS之外另一個可選的、有價值的分析方法。它避免了不揮發化合物所需的衍生方法，具有很短的分析時間。它可用于驗證別的分析方法，并在需要不同于GC和HPLC選擇性時選用。

　　為獲得所需的檢測限，提出了LLE和SPE相結合的方法以消除底物對分析樣品的干擾。

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