阳离子表面活性剂Aliquat 336对水中双酚A的浊点萃取及作用机制

　　　　 作者：余益军 苏冠勇 林汉华 林群声 于红霞

【摘要】 研究了阳离子表面活性剂Aliquat 336（三辛基甲基氯化铵）浊点萃取水中双酚A（BPA）后以高效液相色谱测定的方法。探讨了Aliquat 336与Na2SO4/NaCl用量、pH值、萃取时间等因素对萃取效果的影响，经条件实验选定各因素水平如下：0.8 g/L Aliquat 336，4.0 g/L Na2SO4，超声萃取15 min，pH和对萃取影响不大，故不予调节。结果表明： 在此选定条件下，本方法富集效率高（BPA在胶束相水相分配系数达104），萃取效率稳定（相对标准偏差均小于10%），其对BPA在不同水质、不同加标浓度下的回收率均大于90%，去离子水中检出限为0.34 μg/L。本方法操作简单、方便、成本低，易于推广。同时以胶束粒径与Zeta电位分析等确证盐含量对阳离子表面活性剂胶束形成的决定性作用，并结合影响因子分析，推测Aliquat 336浊点萃取过程中BPA可能存在静电作用、阳离子π键等疏水分配以外的作用机制。

【关键词】 浊点萃取， 双酚A， 阳离子表面活性剂， 作用机制

　　1 引言
　　
　　双酚A（Bisphenol A， BPA）常作为树脂、聚碳酸酯塑料的原料，被用于食品包装袋、婴儿奶瓶、餐具及汽车部件等。BPA可从物件表面释放进入环境，工厂污水和垃圾填埋场渗沥液是BPA污染的主要来源[1]。目前，污水、河水、大气等环境介质甚至人体尿液及血浆中均有BPA检出[2，3]。研究表明，BPA具有潜在雌激素干扰活性[4]，因此引起了广泛关注。然而，BPA在水体中浓度较低，建立简单易行、高效灵敏的分析方法至关重要。目前，水中BPA定量分析多采用液液萃取法、固相萃取法[5]、固相微萃取法[6]等.然而液液萃取法有机溶剂用量大，固相萃取法工作量较大，固相微萃取法耗材昂贵。浊点萃取法(Cloudpoint extraction，CPE)[7]基于表面活性剂水溶液和浊点现象，通过改变理化条件引发胶束相与水相的分离，从而实现目标污染物的富集、浓缩和分离一步完成。浊点萃取以表面活性剂为萃取剂，不用或很少使用有机溶剂。目前，浊点萃取中以非离子型表面活性剂使用最广，主要有Triton X114[8，9]、Genapol X080[10]、Triton X100[11，12]以及聚氧乙烯醚(POLE)[13]等，其相分离主要通过提高温度来实现；阴离子型表面活性剂也有应用，如十二烷基硫酸钠(SDoS)[14，15]，通过强酸使其质子化促使胶束相水相分离；相对而言，阳离子型表面活性剂受关注较少。
　　
　　阳离子型表面活性剂Aliquat 336（三辛基甲基氯化铵）常用于相转换催化剂、金属/阴离子萃取剂等[16，17]，并曾被应用于海水中痕量微囊藻毒素、节球藻毒素的浊点萃取[18，19]。Aliquat 336对此类阴离子化合物萃取效率高。本研究以BPA为模型化合物，在评价阳离子浊点萃取对阴离子有机污染物效率基础上，基于影响因子分析、表面活性剂胶束粒径分布以及Zeta电位分析，探讨阳离子表面活性剂胶束萃取离子型化合物的可能作用机制。

　　2 实验部分

　　2.1 仪器与试剂
　　
　　Agilent 1100高效液相色谱仪，配备四元泵、真空脱气装置、温控箱、自动进样器、二极管阵列检测器等；Shimadzu TOC5000(A) 有机碳分析仪；ZetaPALS分析仪(Brookhaven 公司)。
　　
　　BPA（SigmaAldrich公司）; Aliquat 336（Acros公司）; 乙腈和甲醇（HPLC级，Tedia公司）。以甲醇配制浓度为1000 mg/L的BPA储备液，工作溶液由储备液稀释至10 mg/L使用，临用现配。双酚A二甲醚（2，2Bis(2′methoxyphenyl)propane，即BPA两个活性氢被甲基取代，以DMBPA表示）按文献[20]的方法合成。

　　2.2 实验方法

　　2.2.1 色谱分析条件 采用Agilent SBC18色谱柱(250 mm×4.6 mm i.d.， 5 μm)，流动相为乙腈/水（含0.15%乙酸）=50∶50，流速为1 mL/min，在210 nm波长下进行检测，柱温控制在30 ℃，进样量为10 μL。

　　2.2.2 浊点萃取 在装有50 mL样品的玻璃离心管中加入适量Aliquat 336和Na2SO4，涡旋混匀1 min后置于水浴中超声提取15 min，4000 r/min离心促使表面活性剂与水相分离，用0.5 mL乙腈溶解表面活性剂相以降低稠度，然后直接进入高效液相色谱测定。实际水样采自南京某污水处理厂出水和秦淮河河水，萃取前于4 ℃下保存。

　　3 结果与讨论

　　3.1 萃取剂用量的影响
　　
　　表面活性剂浓度决定了胶束生成与否及其粒径、形态等立体特征，在浊点萃取中表现为决定相分离后表面活性剂相体积，从而影响萃取效率。考察了Aliquat 336浓度为0.5～1.4 g/ L时，BPA萃取率的变化，结果如图1A所示。单因素方差分析表明，Aliquat 336浓度在此范围内，BPA萃取率变化不显著(α&<0.05)。这与Aliquat 336萃取节球藻毒素时现象不同[１８]，也与非离子表面活性剂萃取行为不同[1２]。由于Aliquat 336浓度小时，重现性较差；Aliquat 336浓度大时，会对色谱分离带来不利影响，因此后续实验中Aliquat 336浓度为0.8 g/L(约2.0 mmol/L)。
　　
　　在西曲溴铵（Cetrimide，溴化十六烷基三甲铵，阳离子表面活性剂）浊点萃取氯酚化合物时，Aliquat 336浓度为5 g/L(约14.9 mmol/L)，另加400 g/L（约6.8 mol/L）NaCl和正辛醇[2１]。相对而言，Aliquat 336用量更少，这与结构有关系。Aliquat 336分子中有3个长链辛基，疏水尾端较大，其临界胶束浓度为0.55 mmol/L[2２]。

　　3.2 Na2SO4用量的影响
　　
　　阳离子表面活性剂分子与惰性盐的静电斥力促使胶束形成[2３]，本实验采用Na2SO4。固定BPA加标浓度(7.4 μg/L)、Aliquat 336浓度(0.8 g/L)，BPA萃取率随Na2SO4用量变化（0～0.03 g/mL），结果如图1B所示。可见添加Na2SO4前后，BPA萃取率差异很大。当Na2SO4浓度大于4.0 g/L（最小实验设定值）后，Na2SO4用量对萃取率没有显著性影响(α&<0.05)。因此选定4.0 g/L(30 mmol/L) Na2SO4，比西曲溴铵萃取氯酚类化合物时盐用量（约6.8 mol/L NaCl）低两个数量级[2１]。

　　3.3 pH值的影响
　　
　　BPA结构中含有2个可解离的酚羟基，其存在形态受控于pH值，同时pH值也可影响表面活性剂胶束表面电位等。因此， pH值可对浊点萃取过程产生影响。pH值对Aliquat 336萃取BPA的影响如图1C所示。 在pH 4～10时，对萃取量影响小，由于此范围已涵盖大部分水体酸碱度变化，因此后续实验中均不调节样品pH值。

　　3.4 萃取时间的影响
　　
　　浊点萃取一般20 min可获得较好回收率[７]，也有报道萃取仅用2 min[１５]。本实验考察了经涡旋混匀后超声萃取0～30 min的效果差异，如图1D所示。结果表明，萃取5 min后萃取率差异不显著，考虑到实际样品的复杂性，萃取时间选定为15 min。

　　图1 主要操作条件对BPA萃取量的影响（略）

　　Fig．1 Effects of main parameters on the cloud point extraction(CPE) of bisphenol A(BPA)

　　a： Concentrations of Aliquat336; b: Concentrations of Na2SO4; c: pH; d: Ultrasonicate time.

　　3.5 其它因素的影响
　　
　　Cl－对Aliquat 336萃取微囊藻毒素MicrocystinsLR， MicrocystinsYR萃取效率影响不大[１９]，但对节球藻毒素NodularinR萃取效率的影响显著（从77%降到10%）[１８]。本实验基于上述条件（0.8 g/L Aliquat 336、4.0 g/L Na2SO4）设置系列NaCl浓度（0～0.5 mol/L），考察其对BPA萃取量的影响。结果表明，NaCl浓度小于0.1 mol/L时对萃取没有显著性影响； 但当NaCl浓度高于0.2 mol/L后萃取量有显著提高（t检验，α&< 0.05），这可能与离心效果进一步改善有关，但提高幅度不大(&<7%)（图2）。

　　图2 Cl－对BPA萃取量的影响（略）

　　Fig．2 Effect of Cl－ on CPE of BPA

　　3.6 方法的检出限、精密度及环境样品分析
　　
　　将本方法应用于去离子水和环境水样的分析，以检验其有效性。其在去离子水的加标回收率、检出限、相对标准偏差见表1；BPA浓度在整个考察范围（约100 μg/L）均呈线性（r=0.998）；采自某污水处理厂出水和秦淮河水中BPA含量低于检出限，水体相关性质以及加标回收率见表1。表1分配系数(lgKD)为BPA在Aliquat 336胶束相和水相浓度的比值，其富集效率与节球藻毒素NodularinR的相似[１８]。

　　表1 Aliquat 336/Na2SO4浊点萃取BPA的相关性能参数（略）

　　Table 1 Extraction efficiency of Aliquat 336/Na2SO4 cloudpoint system in three types of matrices

　　图3 环境样品加标分析的色谱分离图谱（略）

　　Fig．3 Liquid chromatogram of typical Aliquat 336/ Na2SO4 cloud point extraction of natural water sample spiked with BPA　　
　　虽然实际样品中的高浓度溶解性有机物以及金属离子等被萃取到表面活性剂相，但不会干扰BPA的色谱分离和定量分析（图3）。两种不同性质基质（去离子水和河水）的工作曲线显示，Aliquat 336浊点萃取受基质影响小。

　　3.7 萃取机制初探
　　
　　惰性盐在阳离子表面活性剂浊点萃取的胶束形成过程中作用举足轻重。Aliquat 336用量为0.453 g/L，Na2SO4浓度分别为0和0.004 g/mL两种情形下的胶束粒径分布分别如图４中A和B所示。前者粒径中位值为360.7 nm、均值为410.7 nm，且呈两个区域分布；而后者粒径中位值为1690.8 nm、均值为1695.0 nm，分布高度集中。Na2SO4浓度对Zeta电位影响如图５A所示，低浓度Na2SO4对胶束Zeta电位影响不大，但Na2SO4浓度大于0.003 g/mL后， Zeta电位随Na2SO4浓度增大以近乎线性攀升；固定Na2SO4浓度，Zeta电位随Aliquat 336浓度变化如图５B所示。相比而言，Zeta电位随Aliquat 336浓度变化较小，最后趋于稳定。
　　
　　图4 Na2SO4对胶束粒径的影响

　　Fig.4 Effect of Na2SO4 on the micelles′ size distribution

　　Aliquat 336形成内核疏水、外围为正电荷亲水头的胶束结构，pH&<9时BPA主要以分子态存在，BPA可以分配方式进入胶束疏水内核；当pH&>10后，BPA主要以离子态存在。结果发现，在pH≈10与pH≈4时，萃取率相似，没有下降趋势。这与西曲溴铵（阳离子型）萃取2氯酚时pH影响不同，后者pH接近2氯酚pKa后回收率突变，并继续随pH增大持续下降。以西曲溴铵在不同pH下对照萃取将2氯酚活性氢以甲基取代后的物质，结果表明，西曲溴铵此浊点萃取过程基于疏水分配[2１]，这与非离子表面活性剂C8E3萃取4氯酚过程相似[2４]。本实验中助溶剂甲醇含量从0.1%～10%均不会对萃取效率产生影响。可见，Aliquat 336胶束浊点萃取BPA存在疏水分配以外的作用机制。
　　
　　BPA和DMBPA含量对Aliquat 336胶束Zeta电位影响如图６所示。低浓度下两物质对电位影响没有显著性差异，当浓度为74 μmol/L时，两化合物使得Zeta电位差异极显著（t检验，α&<0.01），这可能与静电作用形成了离子对复合物有关；BPA结构中的苯环具有富π电子，也可能与带正电亲水头端形成阳离子π键作用[２５]。Aliquat 336在化工中提取柠檬酸[１７]、以及萃取节球藻毒素[１８]时萃取效率均与pH值相关，可见即使同一萃取体系，对于不同性质化合物作用形式也迥异。

　　图５ Na2SO4和Aliquat 336浓度对Zeta胶束电位影响（略）
　　
　　Fig.５ Effect of concentration of Na2SO4/Aliquat 336 on Zeta potential of micelles

　　图６ BPA和DMBPA对胶束Zeta电位的影响（略）

　　Fig．６ Effect of BPA/DMBPA on micelle′s Zeta potential

参考文献

　　1 do Nascimento I， von Muhlen C， Schossler P， Caramao E B. Chemosphere， 2003， 50(5): 657～663

　　２ Chu S， Haffner G D， Letcher R J. J. Chromatogr. A， 2005， 1097(12): 25～32

　　３ Chen SuQing(陈素清)， Liang HuaDing(梁华定)， Huang WeiYa(黄微雅)， Han DeMan(韩德满)， Wang XiMei(王习梅). Chinese J. Anal. Chem.（分析化学）， 2008， 36(7): 959～963

　　４ Darnerud P O. Environ. Int.， 2003， 29(6): 841～853

　　５ Rykowska I， Szymanski A， Wasiak W. Chem. Pap.， 2004， 58(6): 382～385

　　６ del Olmo M， Zafra A， Suarez B， GonzalezCasado A， Taoufiki J， Vilchez J L. J. Chromatogr. B， 2005， 817(2): 167～172

　　７ Paleologos E K， Giokas D L， Karayannis M I. Trac， Trends Anal. Chem.， 2005， 24(5): 426～436

　　８ Giokas D L， Sakkas V A， Albanis T A， Lampropoulou D A. J. Chromatogr. A， 2005， 1077(1): 19～27

　　９ Faria A M， Dardengo R P， Lima C F， Neves A A， Queiroz M. Int. J. Environ. Anal. Chem.， 2007， 87(4): 249～258

　　１０ Sanz C P， Halko R， Ferrera Z S， Rodriguez J J S. Anal. Chim. Acta， 2004， 524(12): 265～270

　　１１ Liu W， Zhao W J， Chen J B， Yang M M. Anal. Chim. Acta， 2007， 605(1): 41～45

　　１２ Purkait M K， Banerjee S， Mewara S， DasGupta S， De S. Water Res.， 2005， 39(16): 3885～3890

　　１３ Delgado B， Pino V， Ayala J H， Gonzalez V， Afonso A M. Analyst， 2005， 130(4): 571～577

　　１４ Sikalos T I， Paleologos E K. Anal. Chem.， 2005， 77(8): 2544～2549

　　１５ Ruiz F J， Rubio S， PerezBendito D. J. Chromatogr. A， 2004， 1030(12): 109～115

　　１６ Grudpan K， Taylor C G. Analyst， 1984， 109(5): 585～588

　　１７ Keshav A， Wasewar K L， Chand S. Ind. Eng. Chem. Res.， 2008， 47(16): 6192～6196

　　１８ Yu H X， Man B K W， Chan L L N， Lam M H W， Lam P K S， Wang L S， Jin H J， Wu R S S. Anal. Chim. Acta， 2004， 509(1): 63～70

　　１９ Man B K W， Lam M H W， Lam P K S， Wu R S S， Shaw G. Environ. Sci. Technol.， 2002， 36(18): 3985～3990

　　2０ van der Vlugt J I， Bonet J M， Mills A M， Spek A L， Vogt D. Tetrahedron lett.， 2003， 44(23): 4389～4392

　　2１ Jin X H， Zhu M， Conte E D. Anal. Chem.， 1999， 71(2): 514～517

　　２２ Man B K W. The Development of Surfactantmediated Analytical Methods for the Determination of Lyanobecterial Toxins in Natural Waters， Vol. Ph. D City University of Hong Kong， Hong Kong， 2005： 76

　　23 CarabiasMartinez R， RodriguezGonzalo E， MorenoCordero B， PerezPavon J L， GarciaPinto C， Laespada E F. J. Chromatogr. A， 2000， 902(1): 251～265

　　２４ Frankewich R P， Hinze W L. Anal. Chem.， 1994， 66(7): 944～954

　　２５ Qu X， Wang X， Zhu D. Environ. Sci. Technol.， 2007， 41(24): 8321～8327