摘  要

全氟和多氟烷基物质（PFAS）的广泛环境污染和明确健康风险对分析方法提出了至高的灵敏度和选择性要求。然而，现有方法在覆盖跨结构类别、碳链长度范围（C4–C14）的同步分析中仍面临诸多挑战，包括短链与长链PFAS的色谱保留矛盾、离子化效率差异达数个数量级、以及氟调聚磺酸（FTS）和磺酰胺衍生物（FOSA/FOSE）在常规电喷雾离子化（ESI）高温条件下的源内热降解。本方案基于Dionex UltiMate 3000超高效液相色谱-TSQ Altis三重四极杆质谱平台，采用Waters ACQUITY UPLC HSS T3色谱柱（100 mm × 2.1 mm, 1.8 μm）和乙酸铵-乙腈梯度洗脱体系，建立了覆盖全氟羧酸（PFCAs, C4–C14）、全氟磺酸（PFSAs, C4–C10）、氟调聚磺酸（4:2–10:2 FTS）、全氟醚羧酸（HFPO-DA, PF-3,7-DMOA, 7HPFHpA, 4HPFUnA）及磺酰胺衍生物（FOSA, N-MeFOSA, N-EtFOSA, N-MeFOSE, N-EtFOSE）共六大类29种PFAS的选择反应监测（SRM）同步分析方法。本方法的核心创新在于采用低温H-ESI策略（离子传输管温度150 °C，蒸发温度150 °C），在热不稳定分析物的结构完整性与去溶剂化效率之间取得折衷。方法在0.1–100 μg/L浓度范围内采用10点外标法定量，各化合物决定系数（R²）范围为0.9966–1.0000。以0.1 μg/L浓度水平信噪比（S/N ≥ 3）估算的检出限（LOD）为0.0002–0.1765 μg/L，定量限（LOQ, S/N ≥ 10）为0.0005–0.5882 μg/L。PFOA和PFHpA在所有分析物中响应至高（斜率分别达14,671和7,049），而N-MeFOSE和N-EtFOSE响应至低（斜率分别为29和25），反映了ESI负离子模式下磺酰胺基团去质子化效率的固有限制。长链PFAS（C10–C14）在低浓度端（0.1–1 μg/L）残差波动显著（−70%至+837%），提示容器表面吸附和竞争离子化效应是影响定量准确性的主要因素。低温离子化策略有效抑制了FTS和FOSA/FOSE的源内降解，但以牺牲短链PFAS约30–50%的去溶剂化效率为代价。本方法在15 min总运行时间内实现29种PFAS的高通量同步分析，为环境水样中痕量PFAS的定量筛查提供了实用且经过系统验证的分析平台。

关键词：全氟和多氟烷基物质（PFAS）；超高效液相色谱-串联质谱（UHPLC-MS/MS）；加热电喷雾离子化（H-ESI）；选择反应监测（SRM）；方法学验证；低温离子化策略；氟调聚磺酸（FTS）；源内热降解

1  引言

全氟和多氟烷基物质（Per- and Polyfluoroalkyl Substances, PFAS）是一类人工合成的有机氟化合物，其特征为烷基碳链上的氢原子部分或全部被氟原子取代。自20世纪50年代由3M公司首1次商业化生产以来，PFAS因其独特的疏水疏油性、化学稳定性和表面活性被广泛应用于水成膜泡沫灭火剂（AFFF）、氟聚合物制造、纺织品防污处理、食品接触材料、金属电镀和半导体制造等工业及消费领域[1,2]。

PFAS分子中的碳-氟键（C–F, 键能约485 kJ/mol）是已知有机化学中至强的共价键之一，赋予其很强的环境持久性，因而被称为"yong久性化学品（forever chemicals）"。PFAS通过工业废水排放、消防训练场地渗滤液、大气沉降和垃圾填埋场渗滤液等多种途径进入环境。quan球范围内地表水、地下水、饮用水、海洋生物和人体血清中均已广泛检出PFAS，其中全氟辛酸（PFOA）和全氟辛烷磺酸（PFOS）的检出频率和浓度至高[3-5]。毒理学和流行病学证据表明，PFAS暴露与肝毒性、肾毒性、免疫抑制、甲状腺功能紊乱、生殖发育毒性以及肾癌和睾丸癌风险增加显著相关[6-8]。

鉴于PFAS的明确健康风险，quan球主要监管机构已逐步出台严格的管控标准。欧盟饮用水指令（EU 2020/2184[17]）规定20种PFAS总和不得超过0.10 μg/L；美国EPA于2024年发布了首1个具有法律约束力的饮用水PFAS国家标准（NPDWR）[18]，对PFOA（4.0 ng/L）、PFOS（4.0 ng/L）、PFHxS（10 ng/L）、PFNA（10 ng/L）和HFPO-DA（10 ng/L）设定了大污染水平（MCLs）。中国《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2022[19]）已将PFOA和PFOS纳入水质参考指标。这些日益严格的监管限值对分析方法的灵敏度、选择性和可靠性提出了之前未有的要求。

液相色谱-串联质谱（LC-MS/MS）是目前PFAS定量分析的金标准技术，已被美国EPA 537.1[12]、EPA 533[13]、EPA 1633[14]、ISO 21675:2019[15]和中国HJ 1333-2023[16]等标准方法采纳。然而，现有方法学仍面临以下关键挑战：（i）仪器系统固有的PFAS本底污染——PTFE管路、真空脱气机和进样瓶隔垫中所含的氟聚合物可持续释放痕量PFAS，严重干扰低浓度定量；（ii）短链（C ≤ 6）与长链（C ≥ 10）PFAS的ESI离子化效率差异可达2–3个数量级，导致外标法定量偏差显著；（iii）FTS和FOSA/FOSE衍生物在常规H-ESI高温条件（300–400 °C）下易发生源内热降解（C–S键断裂或磺酰胺N–S键断裂），导致定量结果偏低；（iv）环境基质中的共流出干扰物（如胆汁酸和PFAS支链/直链异构体）对SRM定性确证的干扰；（v）新兴PFAS替代品（如HFPO-DA、PF-3,7-DMOA、7HPFHpA和4HPFUnA）缺乏认证参考物质（CRM）和标准化方法[9-11]。

针对上述挑战，本方案旨在：（1）建立并系统优化基于UHPLC-HESI-MS/MS的29种PFAS同步分析方法，覆盖PFCAs（C4–C14）、PFSAs（C4–C10）、FTS（4:2–10:2）、全氟醚羧酸及磺酰胺衍生物共六大结构类别；（2）定量评估低温H-ESI策略（150 °C）对热不稳定PFAS的保护效果及其对整体方法灵敏度的差异化影响；（3）完成线性范围、检出限、定量限等关键方法学指标的全面验证。本方案的创新性体现在：在单一15 min LC梯度中实现上述六大结构类别PFAS的同步色谱分离与质谱检测，并系统评价了低温ESI条件对各结构类别离子化效率的差异化效应，为后续同位素内标方法的建立提供了结构-响应关系的基础数据。

2  材料与方法

2.1  化学品与试剂

甲醇（MeOH, LC-MS级, ≥99.9%）和乙腈（ACN, LC-MS级, ≥99.9%）。乙酸（HAc, ≥99.8%）和乙酸铵（NH₄Ac, ≥99.0%）。实验用水由超纯水系统制备（电阻率18.2 MΩ·cm, 25 °C, TOC < 2 ppb）。29种PFAS原生标准品混合储备液（浓度1 μg/mL, 溶于甲醇），所有标准品纯度≥98%。

表1  29种PFAS化合物的基本信息

2.2  仪器设备

色谱分离采用Dionex UltiMate 3000超高效液相色谱系统（Thermo Fisher Scientific, San Jose, CA, USA），配备二元高压梯度泵、温控自动进样器和柱温箱。质谱检测采用TSQ Altis三重四极杆质谱仪（Thermo Fisher Scientific），配备加热电喷雾离子化（H-ESI）源。仪器控制和数据采集处理使用Chromeleon 7.2.10 CDS色谱数据系统（Thermo Fisher Scientific）。

2.3  色谱条件

色谱柱：Waters ACQUITY UPLC HSS T3色谱柱（100 mm × 2.1 mm i.d., 1.8 μm粒径；Waters Corporation, Milford, MA, USA），柱温40 °C。
流动相A：含0.1%（v/v）乙酸和2 mM乙酸铵的超纯水/乙腈（98:2, v/v）。
流动相B：含0.1%（v/v）乙酸和2 mM乙酸铵的乙腈/超纯水（98:2, v/v）。
流速：0.3 mL/min；进样量：15 μL。
梯度程序见表2。总运行时间15.0 min。

表2  梯度洗脱程序

2.4  质谱条件

质谱检测在TSQ Altis三重四极杆质谱仪上完成，采用H-ESI源负离子模式。优化后的离子源参数如下：喷雾电压−3000 V（静态模式）；鞘气（N₂）45 Arb；辅助气（N₂）15 Arb；吹扫气（N₂）0 Arb；离子传输管温度150 °C；蒸发温度150 °C。

低温去溶剂化策略（150 °C）的选择是基于以下考量：常规PFAS LC-MS/MS方法多采用300–400 °C的蒸发温度和250–350 °C的离子传输管温度以至大化脱溶剂效率和灵敏度。然而，前期实验表明，FTS和FOSA/FOSE衍生物在温度超过250 °C时表现出明显的源内热降解——前体离子丰度降低，全扫描谱中出现低分子量碎片离子。150 °C被确定为热不稳定分析物保护与短链PFAS可接受去溶剂化的折衷条件。

选择反应监测（SRM）模式用于定量分析。MS全局参数：循环时间0.5 s；Q1分辨率（FWHM）0.7；Q3分辨率（FWHM）0.7；CID气（Ar）1.5 mTorr；源内裂解0 V；色谱峰宽6 s，启用色谱滤波器。0.5 s循环时间配合1.5 min计划保留时间窗口，确保每个色谱峰（6 s峰宽）至少12个数据点，满足SANTE/11312/2021[20]定量采集要求。

每种分析物监测两个SRM通道——定量离子（quantifier）和定性离子（qualifier）——通过离子比率（qualifier/quantifier）进行定性确证。离子比率允许偏差为校准标准品平均离子比率的±30%（相对值），与EU SANTE指南一致。29种PFAS的优化SRM参数见表3。

表3  29种PFAS的优化SRM参数

表4  H-ESI源及质谱仪全局操作参数

2.5  校准与定量

采用外标法进行定量。混合标准工作溶液由29种PFAS混合标准储备液经[甲醇]逐级稀释配制，浓度范围为0.1、0.2、0.5、1.0、2.0、5.0、10.0、20.0、50.0和100.0 ug/L（10个校准点）。校准曲线采用线性回归（y = C₁x + C₀）。进样序列见表S1。

2.6  方法学验证

方法学验证参照SANTE/11312/2021和EPA 1633指南进行，验证指标包括：（1）线性（Linearity）：评估10点校准曲线的决定系数（R²）、残差分布和反算浓度偏差；（2）检出限（LOD）和定量限（LOQ）：基于至低校准浓度水平（0.1 μg/L）的信噪比（S/N），以S/N ≥ 3估算LOD，S/N ≥ 10估算LOQ。

3  结果

3.1  色谱分离

在优化后的梯度条件下，29种PFAS在15 min内实现了有效色谱分离（图S1–S10）。洗脱顺序严格遵循分析物疏水性规律：短链PFCA（PFBA, C4, tR = 3.13 min）先出峰；随碳链增长保留时间逐步后移；长链PFCA（PFTeDA, C14, tR = 11.50 min）和FOSA/FOSE衍生物（N-EtFOSE, tR = 12.18 min）最后洗脱。同碳数PFSAs的保留显著强于PFCAs（例如PFHxS, C6, tR = 7.58 min vs PFHxA, C6, tR = 4.91 min; ΔtR = 2.67 min），归因于磺酸基团较羧酸基团更高的疏水性参数。FTS的保留行为介于同碳数PFCAs与PFSAs之间，其亚乙基桥（–CH₂–CH₂–）的引入降低了logD约0.3–0.5 log单位。需特别指出，三对分析物在色谱上形成共流出对：PF-3,7-DMOA与PFDA（tR 8.45 min, Rs < 0.5）、8:2 FTS与PFHpS（tR 8.47–8.50 min, Rs < 0.3）、4HPFUnA与PFTeDA（tR 11.50–11.57 min, Rs < 0.3）。虽然各组分独立的母离子-子离子通道在SRM模式下提供了质量分辨的选择性，但共流出引起的竞争离子化效应可能是导致部分长链PFAS低浓度端定量偏差的重要原因（详见4.5节）。

3.1.1  不同浓度水平TIC色谱图

图S1–S10展示了10个校准浓度水平（0.1–100 μg/L）的总离子流色谱图（TIC）。随着浓度从0.1 μg/L升高至100 μg/L，各PFAS化合物的色谱峰响应呈数量级递增，峰形和保留时间在不同浓度水平间保持高度一致。在至低浓度水平（0.1 μg/L，图S1）下，高响应化合物（PFOA、7HPFHpA、PFHpA等）仍清晰可见，S/N范围为1.7–380.8（见表5），但低响应化合物（N-MeFOSE、10:2 FTS、PFDS等）的峰已接近或低于检出限。TIC图直观展示了本方法对29种PFAS的整体色谱分离效果及各化合物的浓度依赖性响应特征。

图S1  0.1 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S2  0.2 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S3  0.5 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S4  1.0 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S5  2.0 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S6  5.0 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S7  10.0 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S8  20.0 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S9  50.0 μg/L校准标准品的TIC色谱图

图S10  100.0 μg/L校准标准品的TIC色谱图

3.2  校准曲线

29种PFAS在0.1–100 μg/L（三个数量级）浓度范围内采用1/x加权线性回归构建校准曲线。各化合物的校准曲线见图1–图29，线性回归参数汇总于表5。所有分析物的决定系数R² ≥ 0.9966，满足SANTE/11312/2021对定量方法线性度的验收标准（R² ≥ 0.99）。以全氟羧酸同系物（图1–图11）为例，校准斜率——即单位浓度的质谱响应灵敏度——随碳链长度呈现"先升后降"的抛物线趋势：PFOA（C8, 斜率14,671）响应至高；短链PFBA（C4, 斜率4,072）和超长链PFTeDA（C14, 斜率582）响应分别降低至PFOA的27.8%和4.0%。PFSAs的校准斜率整体低于同碳数PFCAs（如PFOS斜率1,263 vs PFOA斜率14,671，相差约11.6倍），且这一差距在低浓度端（0.1–1 μg/L）更为显著。

3.2.1  PFCAs（全氟羧酸）校准曲线

图1  PFBA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9973）

图2  PFPeA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9968）

图3  PFHxA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9968）

图4  PFHpA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9976）

图5  PFOA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9973）

图6  PFNA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9993）

图7  PFDA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9991）

图8  PFUnA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9983）

图9  PFDoA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9972）

图10  PFTrDA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9976）

图11  PFTeDA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9975）

3.2.2  PFSAs（全氟磺酸）校准曲线

图12  PFBS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9971）

图13  PFHxS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9973）

图14  PFHpS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9982）

图15  PFOS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9991）

图16  PFDS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9966）

3.2.3  FTS（氟调聚磺酸）校准曲线

图17  4:2 FTS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=1.0000）

图18  6:2 FTS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=1.0000）

图19  8:2 FTS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9984）

图20  10:2 FTS的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9988）

3.2.4  Ether-PFAS（全氟醚羧酸）校准曲线

图21  HFPO-DA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9985）

图22  7HPFHpA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9979）

图23  4HPFUnA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9971）

图24  PF-3,7-DMOA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9995）

3.2.5  FOSA/FOSE（全氟辛烷磺酰胺及衍生物）校准曲线

图25  FOSA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9971）

图26  N-MeFOSA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9971）

图27  N-EtFOSA的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9975）

图28  N-MeFOSE的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9978）

图29  N-EtFOSE的校准曲线（0.1–100 μg/L, 10点线性回归，R²=0.9989）

3.3  线性、检出限与定量限

29种PFAS的校准线性回归数据及基于S/N估算的LOD和LOQ汇总于表5。各化合物的R²范围为0.9966 （PFDS）至1.0000（4:2 FTS和6:2 FTS），表明在跨越三个数量级的浓度范围内均具有良好的线性响应。以0.1 μg/L校准标准品的S/N为基础估算的LOD（S/N ≥ 3）范围为0.0002 μg/L（PFHxA）至0.18 μg/L（N-MeFOSE），LOQ（S/N ≥ 10）范围为0.0005 μg/L至0.59 μg/L。PFCAs中，PFHxA（LOD 0.0008 μg/L）、PFPeA（LOD 0.0016 μg/L）和PFOA（LOD 0.0025 μg/L）的检出灵敏度至高；长链PFAS（PFDoA LOD 0.052 μg/L, PFDS LOD 0.042 μg/L）和FOSA/FOSE衍生物（N-MeFOSE LOD 0.18 μg/L）因ESI负离子化效率较低和/或色谱峰展宽，LOD显著升高。需要指出，上述LOD/LOQ为基于单次进样S/N的理论估算值，未考虑基质效应和样品前处理富集因子，实际环境水样中的方法检出限（MDL）需通过基质加标实验另行确定。

表5  29种PFAS的线性回归数据、LOD和LOQ

4  讨论

4.1  色谱方法开发

Waters ACQUITY UPLC HSS T3固定相的选择基于其独特的"三官能团C₁₈键合+低配体密度"表面化学设计。与常规单官能团C₁₈固定相的本质区别在于，HSS T3在高水相流动相条件（>95%水）下不发生固定相孔去湿（pore dewetting）现象——键合烷基链始终保持溶剂化的伸展构象，从而为短链PFAS（如PFBA, PFPeA）提供有效的分散作用保留机制。这一特性对于初始梯度条件（10% B, 即90%水相）下聚焦短链PFAS至关重要。相比之下，常规C₁₈固定相在高水相条件下烷基链发生塌陷/折叠，导致短链PFAS在死时间附近共流出。本方案的梯度设计遵循"初始等度聚焦→多段线性梯度→快速有机相冲洗"策略：0–1 min的初始等度阶段（10% B）使短链PFAS在柱头聚焦，有效抑制进样溶剂效应（样品溶剂为百分一百的甲醇）引起的峰展宽；1–10.5 min的四段线性梯度（10%→76% B）提供了不同碳链长度PFAS的逐步洗脱窗口，梯度斜率的变化在保证分离度的前提下将总运行时间控制在15 min以内。

4.2  H-ESI源参数优化

喷雾电压−3000 V在0.3 mL/min流速下处于电喷雾的"锥-喷射（cone-jet）"稳定模式区间，既能产生足够的表面电荷密度驱动[PFAS–H]⁻去质子化过程（PFAS的pKₐ < 1, 在流动相pH ≈ 3.5–4.0条件下几乎全部电离），又不至于引发电晕放电造成的离子信号失稳。离子传输管和蒸发温度均设定为150 °C——这一"低温H-ESI策略"是本方法区别于常规PFAS分析方法的核心特征。在常规300–400 °C温度条件下，短时间内溶剂化分析物可获得更高的去溶剂化效率和对质谱响应，但FTS和FOSA/FOSE衍生物可通过两条路径发生源内降解：（1）热诱导化学降解——FTS的C–S键均裂（生成全氟烷基羧酸+亚硫酸盐）以及FOSA的磺酰胺N–S键断裂（生成PFOS + NH₃）；（2）热辅助源内CID——在离子传输管区域，热活化的分子离子与中性N₂气体分子碰撞发生非特异性裂解。本方法在150 °C条件下，0.1 μg/L FTS和FOSA/FOSE的定性/定量离子比率波动控制在±20%以内，表明源内降解得到了有效抑制。然而，低温策略的固有代价是降低了ESI羽流中液滴的去溶剂化速率，导致短链PFAS（PFBA, PFPeA）可能以不全部去溶剂化的[M–H+CH₃COO]²⁻或[M–H+H₂O]⁻加合物形式存在，降低了目标[M–H]⁻的响应。这一效应可从PFBA（0.1 μg/L峰高10,223 counts）与PFOA（27,187 counts）的峰高比值中得到间接佐证。

4.3  MRM裂解路径分析与碰撞能优化

PFCAs的CID裂解以去羧基化反应（neutral loss of CO₂, Δm/z = 44）为主导路径，产生[M–H–CO₂]⁻全氟烷基负离子（如PFBA: m/z 213 → m/z 169）。该路径在CID能量8–12 V范围内即可实现高效裂解，CE随碳链长度的增加略有上升（PFBA 9 V, PFTeDA 12 V），与大分子离子需要更多碰撞能量以克服内自由度引起的能量重新分布一致。定性通道选择更低m/z的全氟烷基碎片（如[C₃F₇]⁻ m/z 169, [C₆F₁₁]⁻ m/z 269），CE需求约为定量通道的1.5–2.0倍。

PFSAs的CID裂解路径显著不同——以S–C键断裂为主导，产生SO₃⁻（m/z 80）和FSO₃⁻（m/z 99）特征碎片。CE需求远高于PFCAs（PFBS 33V, PFDS 47V），反映了S–C键（键能~272 kJ/mol）与C–CO₂键（可经六元环过渡态协同裂解，活化能较低）之间的能量差异。CE随碳链增长而升高的趋势（PFBS→PFDS: 33→47 V）体现了大分子离子的"能量稀释效应"——同等碰撞能量分配至更多振动自由度，降低了反应坐标上的有效能量。

FTS的质谱行为以HF消除（neutral loss of 20 Da）为主要特征，而非脱羧基或S–C裂解。这一差异源于FTS分子中–CF₂–CH₂–SO₃⁻结构单元上的β-氢原子，使其易于发生1,2-消除反应。4:2 FTS使用[M–H–HF]⁻（m/z 307）作为定量离子，CE 19 V；[M–H–2HF]⁻（m/z 287）作为定性离子，CE 24 V。随FTS碳链增长（4:2→10:2），HF消除所需的CE增加（19→31 V），与长链离子的能量稀释一致。

FOSA/FOSE衍生物的裂解路径更为复杂。FOSA（m/z 498）以[M–H–HF]⁻（m/z 478）为定量离子（CE 25 V），同时产生SO₂NH₂⁻（m/z 78）特征碎片。N-MeFOSE和N-EtFOSE分别以[M–H–CH₃COO]⁻和[M–H–C₂H₅COO]⁻反应通道进行定量分析。

4.4  灵敏度差异与结构-响应关系

29种PFAS的ESI负离子响应跨越约三个数量级（以校准斜率计：PFOA 14,671 vs N-EtFOSE 25），这一巨大差异是多个物理化学因素协同作用的结果，深入理解这些因素对方法优化和数据分析至关重要。

（1）表面活性与气-液界面富集效应。PFAS是典型的氟表面活性剂，其全氟烷基链的强疏水性驱动分子在ESI液滴气-液界面发生热力学富集。根据离子蒸发模型（Ion Evaporation Model, IEM），界面浓度越高的分析物越有利于终以裸离子形式发射进入气相。中等链长PFAS（C8–C10）表现出良优的表面活性-水溶性平衡——PFOA、PFNA和PFDA的校准斜率均超过4,900——而碳链过短（C4–C5, 水溶性过高, 界面富集因子低）或过长（C12–C14, 临界胶束浓度以下可形成预胶束聚集体, 降低有效界面浓度）均导致响应下降。

（2）碰撞截面（CCS）与离子传输效率。长链PFAS因较大的分子体积而具有更大的CCS值，其在Q0（RF Lens）和Q1/Q3质量分析器区域的离子传输效率受离子-中性气体碰撞散射的影响更为显著。PFDS（C10, 斜率29）与PFOS（C8, 斜率1,263）之间约43倍的响应差异无法仅由两个–CF₂–基团（ΔlogD ≈ 0.8–1.0）的疏水性增量解释，离子传输过程中的碰撞损失是重要的贡献因素。

（3）磺酰胺衍生物的去质子化热力学障碍。N-MeFOSE（斜率29）和N-EtFOSE（斜率25）是所有29种分析物中响应至低的化合物。其分子结构中的磺酰胺N–H基团（–SO₂–NH–）的pKₐ预计为10–12，在ESI负离子源的气相酸碱反应条件下（分析物pKₐ与溶剂气相加碱度的竞争）去质子化效率远低于PFCAs/PFSAs（pKₐ < 1）。

4.5  低浓度端残差异常分析

部分分析物在低浓度校准点（0.1–1 μg/L）呈现显著偏离线性的残差（>50%），对这些偏差的系统分析有助于识别方法的关键薄弱环节和改进方向。

（1）长链PFAS的容器表面吸附-释放效应。PFUnA、PFDoA、PFTrDA和PFTeDA在0.1–0.5 μg/L浓度区间的残差范围为−70%至+245%，呈现典型的"吸附-释放"交替模式。长链PFAS（log Kow 4–8）对玻璃器皿、不锈钢进样针和LC系统金属内表面的非特异性吸附是痕量PFAS分析中的难题。低浓度样品的吸附导致响应低于线性预期（负残差），而后续高浓度进样通过溶剂竞争置换已吸附的分析物，造成正偏差。建议的缓解措施包括：（a）所有样品容器和进样小瓶更换为聚丙烯（PP）材质；（b）样品溶剂中添加5–10%（v/v）甲醇作为竞争性改性剂以占据吸附位点；（c）进样系统管路进行惰性化涂层处理（如PEEK 或Sulfinert®涂层）；（d）优先采用同位素稀释法（¹³C标记内标）替代外标法定量，以校正吸附引入的系统误差。

（2）共流出分析物的竞争离子化效应。PFDA/PF-3,7-DMOA共流出对（tR 8.45 min, Rs < 0.5）在0.1 μg/L的残差分别为−96%和−56%，而在高浓度端（50–100 μg/L）残差降至可接受范围（< ±15%）。这一浓度依赖性的竞争抑制模式与IEM模型的理论预测一致——在分析物总浓度远低于液滴表面饱和浓度时，表面活性更强的组分优先占据有限的气-液界面位点，对共存分析物产生显著的离子化抑制；随着总浓度升高，界面逐渐趋于饱和，抑制作用减弱。可通过改善色谱分离度（Rs > 1.0）或采用同位素内标校正是解决这一问题。

5  优化策略总结

本方法的优化过程遵循"色谱→离子源→MRM→系统"的递进逻辑，对每一步骤均给予优化目的、实验设计和后终选择依据。

5.1  色谱柱选择

优化目的：在单次运行中实现C4–C14 PFAS、FTS、FOSA/FOSE的同时保留和分离。
评估选项：Waters HSS T3 (100 mm, 1.8 μm)、Waters BEH C18 (100 mm, 1.7 μm)、Phenomenex Kinetex C18 (100 mm, 2.6 μm)、Agilent ZORBAX Eclipse Plus C8 (100 mm, 1.8 μm)。
选择依据：HSS T3在高水相条件下无固定相塌陷，在全水相初始条件下对PFBA的保留因子（k'）优于常规C18相。同时，1.8 μm粒径在0.3 mL/min流速下提供了足够的理论塔板数（N ≈ 10,000–15,000），满足大多数PFAS的基线分离要求。

5.2  流动相添加剂优化

优化目的：实现PFAS的全部去质子化（pKₐ < 1），同时提供稳定的ESI环境。
评估选项：（a）2 mM NH₄Ac + 0.1% HAc（pH ~3.5–4.0）；（b）5 mM NH₄Ac（pH ~6.5, 无酸）；（c）2 mM NH₄FA + 0.1% FA（甲酸铵/甲酸体系）；（d）纯水/乙腈（无添加剂）。
选择依据：乙酸/乙酸铵体系在pH 3.5–4.0的条件下，PFAS几乎全部以[M–H]⁻形式存在，同时流动相中的NH₄⁺可能通过形成瞬态离子对[PFAS+NH₄⁺–2H⁺]⁻促进去质子化过程。A/B相中分别加入2%的乙腈和水相，确保整个梯度中离子强度和溶剂组成的变化最小化，从而稳定电喷雾的泰勒锥（Taylor cone）形态和离子化效率。

5.3  ESI温度优化

优化目的：在热不稳定化合物保护与去溶剂化效率之间取得良佳平衡。
评估范围：蒸发温度100–400 °C（步长50 °C），离子传输管温度100–350 °C（步长50 °C）。选择依据：150 °C为本方案在灵敏度损失（短链PFAS响应降低约30–50%）与降解抑制（FTS响应保持>85%）之间的折衷。对于以常规PFAS（PFCAs/PFSAs）为主要目标且FTS非必检项目的应用，可以提高至250–300 °C以获得良佳灵敏度。

5.4  MRM参数优化

优化目的：确定良优母离子、子离子、碰撞能和RF Lens电压。
方法：通过针泵直接进样（1 μg/ml混标，流速10 μL/min）进行各分析物的参数优化。母离子选择上，全扫描模式下选择丰度至高的[M–H]⁻准分子离子峰。子离子选择上，对每个母离子运行子离子扫描（Product Ion Scan），选择两个灵敏度至高、m/z > 50（避免低质量背景干扰）的碎片离子。碰撞能通过自动化CE梯度（Ramped CE）确定良优值。RF Lens通过TSQ Altis内置的自动优化程序（Tune软件）确定良优值。

6  结论

本方案成功建立并系统验证了一种基于UHPLC-HESI-MS/MS的29种PFAS同步分析方法，覆盖PFCAs（C4–C14）、PFSAs（C4–C10）、FTS（4:2–10:2）、全氟醚羧酸（4种）及磺酰胺衍生物（5种）共六大结构类别，实现了15 min总运行时间内的高通量分析。方法在0.1–100 μg/L（三个数量级）浓度范围内线性关系良好（R² ≥ 0.9966），基于S/N估算的LOD范围为0.0002–0.18 μg/L，LOQ范围为0.0005–0.59 μg/L。

本方法的核心创新——低温H-ESI策略（150 °C离子传输管/蒸发温度）——在有效抑制FTS和FOSA/FOSE衍生物源内热降解（离子比率偏差 < ±20%）的同时，以接受短链PFAS约30–50%的去溶剂化效率损失为代价。这一权衡的本质是分析物结构完整性与去溶剂化效率之间的热力学折衷。

本方案的主要局限性包括：（i）外标法无法校正长链PFAS的容器表面吸附和共流出竞争离子化效应——建立¹³C标记同位素内标方法是提高定量准确性的首要改进方向；（ii）LOD/LOQ基于纯溶剂校准标准品的S/N估算，未考虑环境水样基质的离子抑制/增强效应——需要进行代表性环境水样的基质加标回收和MDL验证实验；（iii）部分低响应分析物（N-MeFOSE, N-EtFOSE, PFDS）在0.1 μg/L水平的定量不确定性较大，在实际样品分析中可通过增加进样体积、采用大体积进样（LVI）技术或离线固相萃取（SPE）富集来提高方法在超痕量水平（< 1 ng/L）的定量可靠性。

附录

表S1  0625序列进样顺序

注：序列于2025年6月25日14:13–18:30运行，所有进样状态均为"Finished"。

参考文献

[1] Buck RC, Franklin J, Berger U, Conder JM, Cousins IT, de Voogt P, Jensen AA, Kannan K, Mabury SA, van Leeuwen SPJ. Perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances in the environment: terminology, classification, and origins[J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2011, 7(4): 513-541.

[2] OECD. Toward a new comprehensive global database of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs): summary report on updating the OECD 2007 list of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs)[R]. OECD Environment, Health and Safety Publications, Series on Risk Management, No. 39. Paris: Organisation for Economic Co-operation and Development, 2018.

[3] Gebbink WA, van Asseldonk L, van Leeuwen SPJ. Presence of emerging per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in river and drinking water near a fluorochemical production plant in the Netherlands[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(19): 11057-11065.

[4] Jian JM, Guo Y, Zeng L, Liang-Ying L, Lu X, Wang F, Zeng EY. Global distribution of perfluorochemicals (PFCs) in potential human exposure source – A review[J]. Environment International, 2017, 108: 51-62.

[5] Sunderland EM, Hu XC, Dassuncao C, Tokranov AK, Wagner CC, Allen JG. A review of the pathways of human exposure to poly- and perfluoroalkyl substances (PFASs) and present understanding of health effects[J]. Journal of Exposure Science & Environmental Epidemiology, 2019, 29(2): 131-147.

[6] ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). Toxicological profile for perfluoroalkyls[R]. Atlanta, GA: U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, 2021.

[7] Zahm S, Bonde JP, Chiu WA, Hoppin J, Kanno J, Abdallah M, et al. Carcinogenicity of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctanesulfonic acid (PFOS)[J]. The Lancet Oncology, 2024, 25(1): 16-17. (IARC Monographs Volume 135)

[8] Fenton SE, Ducatman A, Boobis A, DeWitt JC, Lau C, Ng C, Smith JS, Roberts SM. Per- and polyfluoroalkyl substance toxicity and human health review: current state of knowledge and strategies for informing future research[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2021, 40(3): 606-630.

[9] Nakayama SF, Yoshikane M, Onoda Y, Nishihama Y, Iwai-Shimada M, Takagi M, Kobayashi Y, Isobe T. Worldwide trends in tracing poly- and perfluoroalkyl substances (PFAS) in the environment[J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2019, 121: 115410.

[10] Bangma J, McCord J, Giffard N, Buckman K, Petali J, Chen C, Amparo D, Turpin B, Morrison G, Strynar M. Analytical method interferences for perfluoropentanoic acid (PFPeA) and perfluorobutanoic acid (PFBA) in biological and environmental samples[J]. Chemosphere, 2023, 315: 137722.

[11] Rehman AU, Crimi M, Andreescu S. Current and emerging analytical techniques for the determination of PFAS in environmental samples[J]. Trends in Environmental Analytical Chemistry, 2023, 37: e00198.

[12] Shoemaker J, Tettenhorst D. Method 537.1, Version 2.0: Determination of selected per- and polyfluorinated alkyl substances in drinking water by solid phase extraction and liquid chromatography/tandem mass spectrometry (LC/MS/MS)[S]. EPA/600/R-20/006. Cincinnati, OH: U.S. Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, 2020.

[13] U.S. EPA. Method 533: Determination of per- and polyfluoroalkyl substances in drinking water by isotope dilution anion exchange solid phase extraction and liquid chromatography/tandem mass spectrometry[S]. EPA 815-B-19-020. Washington, D.C.: Office of Water, 2019.

[14] U.S. EPA. Method 1633A: Analysis of per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS) in aqueous, solid, biosolids, and tissue samples by LC-MS/MS[S]. EPA 820-R-24-007. Washington, DC: Office of Water, Engineering and Analysis Division, 2024.

[15] ISO 21675:2019. Water quality — Determination of perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances (PFAS) in water — Method using solid phase extraction and liquid chromatography-tandem mass spectrometry (LC-MS/MS)[S]. Geneva: International Organization for Standardization, 2019.

[16] HJ 1333—2023. 水质 全氟辛基磺酸和全氟辛酸及其盐类的测定 同位素稀释/液相色谱-三重四极杆质谱法 (Water quality — Determination of perfluorooctanesulfonic acid, perfluorooctanoic acid and their salts — Isotope dilution liquid chromatography-triple quadrupole mass spectrometry)[S]. 北京: 中华人民共和国 生态 环境bu, 2023.

[17] European Commission. Directive (EU) 2020/2184 of the European Parliament and of the Council of 16 December 2020 on the quality of water intended for human consumption (recast)[S]. Official Journal of the European Union, L 435, 23.12.2020, pp. 1-62.

[18] U.S. EPA. PFAS National Primary Drinking Water Regulation[S]. Federal Register, 2024, 89(82): 32532-32757.

[19] GB 5749—2022. 生活饮用水卫生标准 (Standards for drinking water quality)[S]. 北京: 国家 市场 监督 管理总ju, 国家 标准化 管理wei员会, 2022.

[20] European Commission. SANTE/11312/2021 — Analytical quality control and method validation procedures for pesticide residues analysis in food and feed (v2026)[S]. Brussels: Directorate-General for Health and Food Safety, 2021.

[21] Iribarne JV, Thomson BA. On the evaporation of small ions from charged droplets[J]. The Journal of Chemical Physics, 1976, 64(6): 2287-2294.

[22] Kebarle P, Verkerk UH. Electrospray: From ions in solution to ions in the gas phase, what we know now[J]. Mass Spectrometry Reviews, 2009, 28(6): 898-917.

[23] Taylor GI. Disintegration of water drops in an electric field[J]. Proceedings of the Royal Society of London. Series A, 1964, 280(1382): 383-397.

[24] ISO/IEC 17025:2017. General requirements for the competence of testing and calibration laboratories[S]. 3rd ed. Geneva: International Organization for Standardization, 2017.

文章来源 | 谱标实验室

撰写 |王瑞龙

编辑排版 | 李秋

审核 | 邓武剑 

复审 | 张俊晓

谱标科技版权所有

登记问卷免费送方法包：   

https://www.wenjuan.com/s/UZBZJv7J812/#

《送方法包-用赛默飞液质Altis+变色龙...》，快来参与吧。

【问卷网提供支持】