李艷蘋，王翠翠，劉小騏，高 艾

（自然資源部天津海水淡化與綜合利用研究所，天津 300192）

重金屬污染是危害最大的環(huán)境問題之一。砷是有毒且致癌的元素，對環(huán)境和人類健康都十分有害，是海洋環(huán)境污染監(jiān)測的重要指標。但元素的有效性、毒性不能簡單地取決于其總濃度含量，而是在很大程度上取決于它的化學形態(tài)[1]。砷包括無機砷和有機砷，無機砷有三價砷As（Ⅲ）和五價砷As（Ⅴ），有機砷主要有一甲基砷（MMA）、二甲基砷（DMA）、砷甜菜堿（AsB）、砷膽堿（AsC）和砷糖。一般認為，無機砷的毒性很大，有機砷的MMA 和DMA 的毒性較小，AsB、AsC 和砷糖無毒[2-3]。也有報道稱，無機砷形態(tài)的毒性是有機砷的100 倍，三價砷的毒性是五價砷的60 倍[4]。砷元素的不同形態(tài)的差異比較大，因此砷形態(tài)的研究日益受到多個領(lǐng)域?qū)W者們的重視。

元素形態(tài)的分析方法有電化學分析法、光譜法、色譜法、質(zhì)譜法等，隨著痕量元素形態(tài)分析技術(shù)的發(fā)展，高選擇性的分離技術(shù)與高靈敏的檢測技術(shù)聯(lián)用顯示出很大的應(yīng)用優(yōu)勢。目前在食品、醫(yī)藥、環(huán)境樣品等多個領(lǐng)域有很多砷形態(tài)的研究[1,5-13]。也有一些學者進行了自來水、河水、海水等水環(huán)境樣品的砷形態(tài)測定研究，如方懷防等[14]、Tupiti W 等[15]及Salaün P 等[16-17]等分別利用金電極伏安法測定了自來水、河水以及海水中無機砷形態(tài)，采用Na2SO3還原As（Ⅴ）為更有電活性的As（Ⅲ）來實現(xiàn)總砷的測定，然后通過總砷與As（Ⅲ）之差求出As（Ⅴ）的含量；有研究在更負的電勢條件下直接測定As（Ⅴ），無需還原為As（Ⅲ），在任何pH 條件均可測定As（Ⅲ）。伏安法有簡單、快速、成本低的優(yōu)點，但一般只能進行無機砷形態(tài)的測定。氫化物發(fā)生技術(shù)可使離子態(tài)砷選擇性地還原為砷化氫或有機衍生物，與樣品基體相分離，能大大降低基體產(chǎn)生的干擾，近年來常與原子吸收光譜、原子熒光光譜、等離子體質(zhì)譜等方法聯(lián)用進行砷的形態(tài)分析。Alp O 等[18]和張桂香[19]分別報道了原子熒光測定飲用水和海水中無機砷形態(tài)的方法，分別采用硫代乙醇酸和硫脲、抗壞血酸還原 As（Ⅴ）為 As（Ⅲ），As（Ⅲ）可直接測定，用差減法求得As（Ⅴ）含量。潘用樹等[20]用氫化物—原子吸收法測定了海水中的總無機砷、有機砷MMA 和 DMA，需要外加鋯測定 As（Ⅲ）等操作，但仍不能同時測出幾種砷形態(tài)。 Nakazato T 等[21]研究建立了氫化物結(jié)合液相色譜—電感耦合等離子體質(zhì)譜（LC-ICP-MS）技術(shù)，用于海水中As（Ⅲ）、As（Ⅴ）及MMA 的測定，但需要配置氫化物發(fā)生系統(tǒng)，操作相對復(fù)雜，成本相對較高。行業(yè)標準《海水中三價砷和五價砷形態(tài)分析 原子熒光光譜法》（HY/T 152-2013）規(guī)定了測定海水中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的原子熒光光譜法，As（Ⅲ）與硼氫化鉀溶液反應(yīng)生成氫化物進行測定，加入硫脲—抗壞血酸將As（Ⅴ）轉(zhuǎn)化為As（Ⅲ）后進行總砷的測定，As（Ⅴ）由總砷與 As（Ⅲ）差值得出，但該標準方法僅能測定海水中無機砷形態(tài)。

雖然目前開展了很多水環(huán)境樣品中砷形態(tài)的研究，但海水中砷形態(tài)的研究還比較少，測定方法還不完善，尤其是同時測定無機砷和有機砷形態(tài)的方法鮮有報道，因此建立海水中砷形態(tài)簡便且準確的測定方法有著重要的意義。不僅可為海水污染調(diào)查、海洋環(huán)境保護提供研究基礎(chǔ)和手段，還將為砷形態(tài)的遷移轉(zhuǎn)化及海水資源綜合利用提供重要參考[13,19]。本文基于液相色譜—原子熒光聯(lián)用技術(shù)的高選擇性、高靈敏性、使用成本較低等優(yōu)點，結(jié)合砷形態(tài)的毒性及主要存在形式，主要進行了海水中三價砷、五價砷以及甲基砷形態(tài)的測定研究。

1 實驗與方法

1.1 儀器與試劑

儀器：LC-AFS6500 液相色譜—原子熒光形態(tài)分析儀（北京海光儀器有限公司）；KQ3200B 超聲波清洗儀（昆山超聲儀器有限公司）；Milli-Q 型超純水儀（美國 Millipore 公司）；ST3100 型 pH 計（奧豪斯儀器（常州）有限公司）；PAL-06S 型海水鹽度計（日本 ATAGO）。

試劑：鹽酸（優(yōu)級純，天津風船化學試劑科技有限公司）；氫氧化鉀（優(yōu)級純，天津市津科精細化工研究所）；硼氫化鉀（KBH4，優(yōu)級純，東方化工廠）；氯化鈉、氯化鉀、氯化鈣、六水合氯化鎂、七水合硫酸鎂、磷酸二氫鉀（KH2PO4）、十二水合磷酸氫二鈉（Na2HPO4·12H2O）（均為分析純，國藥集團化學試劑有限公司）；亞砷酸鹽（GBW08666）、砷酸鹽（GBW08667）、一甲基砷（GBW08668）和二甲基砷（GBW08669）標準物質(zhì)均購于國家標準物質(zhì)研究中心，濃度分別為 75.7 μg/mL，17.5 μg/mL，25.1 μg/mL，52.9 μg/mL。砷單標及混合標準儲備溶液分別由上述標準物質(zhì)配制，然后冷藏儲存，臨用時稀釋。

1.2 儀器操作條件

1.2.1 液相色譜條件及參數(shù) 液相泵模式：等度A泵；蠕動泵轉(zhuǎn)速：60 r/min；采樣頻率：10 Hz；流速：1.0 mL/min；進樣體積：100 μL。色譜柱：Hamilton PRP-X100 分析柱（250 mm× 4.1 mm，10 μm）；柱溫：25 ℃；流動相：稱取0.610 4 g 十二水合磷酸氫二鈉、2.063 g 磷酸二氫鉀放入500 mL 燒杯中，用約200 mL 高純水溶解，完全溶解后再用高純水稀釋至刻度，搖勻，然后用0.45 μm 微孔濾膜過濾，再經(jīng)超聲脫氣后方可使用。

1.2.2 原子熒光條件及參數(shù) 砷空心陰極燈（北京有色金屬研究院）；砷燈主電流：60 mA；砷燈輔電流：30 mA；載氣流量：300 mL/min；屏蔽氣流量：900 mL/min；負高壓：300 V；載流：5% HCl；還原劑：0.5%KOH，2% KBH4。

1.3 樣品采集與處理

采樣器皿為聚乙烯材質(zhì)，使用前器皿均在硝酸溶液（1+3）浸泡24 h 以上，并用超純水洗凈。海水樣品用 0.45 μm 微孔纖維濾膜過濾，加酸至 pH＜2，密封冷藏。

2 測量數(shù)據(jù)與實驗結(jié)果

2.1 流動相pH 的影響

流動相pH 的不同，會影響砷形態(tài)的出峰、保留時間及分離效果。流動相的不同pH 值對砷形態(tài)保留時間的影響如圖1 所示。

圖1 流動相pH 對砷形態(tài)保留時間的影響

從圖1 可以看出，隨著pH 逐漸增大至7.0 時，三價砷、五價砷、一甲基砷及二甲基砷4 種形態(tài)的保留時間大大縮短，一甲基砷與二甲基砷的保留時間越來越近；當pH 從7.0 增大至10.0 時，三價砷與五價砷的保留時間變化不大，但是兩種甲基砷的保留時間相吻合，二者色譜峰重疊。綜合考慮保留時間、分離效果、流動相pH 值，以及與無機砷相比，水環(huán)境樣品中甲基砷含量更低的情況，可選定流動相pH 為7.0，進行三價砷、甲基砷（一甲基砷與二甲基砷總量）、五價砷的分離，即可較好地解決海水中無機砷和有機砷的測定問題。

2.2 流動相濃度的影響

采用十二水合磷酸氫二鈉和磷酸二氫鉀配制流動相，分別配制成含磷酸二氫鉀不同濃度的流動相：5 mmol/L，10 mmol/L，15 mmol/L，22 mmol/L，30 mmol/L，在流動相 pH 為 7.0，流速為 1.0 mL/min 條件下，考察流動相的不同濃度對砷形態(tài)保留時間的影響，結(jié)果如圖2 所示。

圖2 流動相濃度對砷形態(tài)保留時間的影響

從圖2 可以看出，隨著流動相濃度逐漸增大，一甲基砷與二甲基砷兩種甲基砷的保留時間越來越近至相吻合，同時甲基砷的保留時間與三價砷、五價砷的保留時間也越來越接近。當流動相濃度為10 mmol/L 時，兩種甲基砷出峰部分重疊，出現(xiàn)多峰且拖尾嚴重。當流動相濃度在22～30 mmol/L 時，三價砷與甲基砷保留時間越來越接近，兩峰不能完全分離。當流動相濃度為22 mmol/L，減小流速至0.4 mL/min 時，三價砷才能與甲基砷完全分離。當流動相濃度為15 mmol/L 時，三價砷、甲基砷（一甲基砷與二甲基砷總量）及五價砷有較好的分離效果，因此選定流動相濃度為15 mmol/L。

2.3 不同流速的影響

對實際海水加標樣品，進行了流速對三價砷、甲基砷以及五價砷的影響研究，如圖3 所示。

當流速在0.4～1.2 mL/min 范圍內(nèi)，隨著流速的不斷增大，三價砷和甲基砷的保留時間逐漸變小，且二者的保留時間越來越相近，而五價砷的保留時間則大大減小，后略微增大。從保留時間和分離效果綜合考慮，流速可選擇為0.8～1.0 mL/min。

圖3 流速對砷形態(tài)保留時間的影響

2.4 鹽度的影響

為研究海水及濃鹽水基體鹽度對砷形態(tài)測定的影響，配制了砷形態(tài)濃度相同，鹽度分別為20，30，40，50，60 的鹽溶液。其中濃鹽水的配制如下：稱取氯化鈉46.94 g、氯化鉀1.30 g、氯化鈣1.95 g、六水合氯化鎂8.71 g、七水合硫酸鎂11.88 g，溶于少量純水中，定容至1 000 mL，混勻，相當于每千克海水中的含鹽量為60 g，不同鹽度的溶液可由此稀釋配制，并用鹽度計測定。

實驗表明，隨著鹽度的逐漸升高，三價砷的保留時間基本不變，甲基砷與五價砷的保留時間逐漸變??；當鹽度在40～60 范圍內(nèi)，五價砷的靈敏度隨著鹽度的升高而下降，峰形變寬，甲基砷與三價砷的峰出現(xiàn)部分重疊，二者分離效果變差，鹽度對砷形態(tài)分離的影響應(yīng)該是Cl-引起的。有文獻研究表明，海水中的 Na+，K+，Ca2+，Mg2+，Mn2+，A13+，Cr3+，Pb2+，Zn2+和Cu2+，均對測定結(jié)果無影響，而海水中存在的大量Cl-對砷形態(tài)的分離有干擾，使三價砷、一甲基砷及二甲基砷不能完全分離[22]。Cl-在經(jīng)過陰離子交換色譜柱時，占據(jù)了大多離子交換的點位，從而影響砷形態(tài)在離子交換柱上的分離。綜合考慮靈敏度以及分離效果，測定海水及濃鹽水中三價砷、甲基砷以及無機砷時，可將樣品適當稀釋降低鹽度至20～30范圍內(nèi)，采用基體匹配法測定以消除鹽度的影響。

2.5 工作曲線及精密度

采用鹽度為30 的人工海水配制砷形態(tài)混合標準系列溶液，濃度分別為 2 μg/L，5 μg/L，10 μg/L，20 μg/L，40 μg/L，50 μg/L，80 μg/L。在上述實驗優(yōu)化的檢測條件下，以各濃度色譜峰面積對應(yīng)標準溶液濃度繪制工作曲線，得到回歸方程。砷形態(tài)的線性方程、相關(guān)系數(shù)和檢出限見表1。

表1 砷形態(tài)的線性方程、相關(guān)系數(shù)和檢出限

由表1 可知，在優(yōu)化的條件下，在2～80 μg/L 范圍內(nèi)，三價砷、甲基砷和五價砷3 種砷形態(tài)均有良好的的線性關(guān)系，相關(guān)系數(shù)均優(yōu)于0.999，在色譜進樣量為100 μL 的條件下，3 種砷形態(tài)的檢出限分別為 0.31 μg/L、0.52 μg/L 和 0.36 μg/L，低于文獻報道[22]的離子色譜—氫化物發(fā)生原子熒光法測定海水中砷形態(tài)的檢出限（1.00～2.34 μg/L），可滿足痕量檢測的需求。

2.6 海水樣品的測定、精密度及加標回收

對實際海水樣品（鹽度為28～31.6）進行了過濾和精密度及加標回收實驗，結(jié)果見表2，海水樣品及加標樣品的砷形態(tài)測試譜圖見圖4。

表2 海水樣品中砷形態(tài)分析測定結(jié)果

圖4 海水及加標樣品的測試色譜圖

從表2 中可以看出，海水樣品中三價砷、甲基砷的含量較低，五價砷稍高，說明海水中砷形態(tài)主要以五價砷存在，與文獻報道相一致[19-20]。對加標前后的海水樣品分別進行了測試，并進行了6 次重復(fù)測定。當加標量為5 μg/L 時，三價砷、甲基砷和五價砷的回收率在73%～96%之間，加標量為10 μg/L 時的回收率在83%～104%之間，加標回收率良好。三價砷、甲基砷和五價砷的保留時間分別為2.837 min，3.274 min 和 5.347 min，能夠在 6 min 內(nèi)得到很好的分離，這與文獻報道[22]的離子色譜—氫化物發(fā)生原子熒光法在12 min 內(nèi)分離測定海水砷形態(tài)相比，大大縮短了相應(yīng)的分離時間，并且相對標準偏差在4.5%～8.6%之間，精密度較好。

3 結(jié)論

本文建立了液相色譜—原子熒光聯(lián)用技術(shù)測定海水中無機砷和有機砷形態(tài)的方法，在優(yōu)化的實驗條件下，選用Hamilton PRP-X100 分析柱，以磷酸氫二鈉和磷酸二氫鉀為流動相（pH 為7.0），采用基體匹配法測定，三價砷、甲基砷和五價砷可在6 min 內(nèi)得到有效分離。該方法檢出限低，精密度高、加標回收率良好，樣品不需要復(fù)雜的前處理，操作簡便，是測定海水及濃鹽水中砷形態(tài)的有效方法，為開展海洋環(huán)境的污染監(jiān)測及海水中砷形態(tài)的遷移轉(zhuǎn)化研究提供了重要手段。