2025, Vol. 49
文章信息
- 王乐全, 翁宇昂, 王文朋, 王虎. 2025.
- WANG Lequan, WENG Yuang, WANG Wenpeng, WANG Hu. 2025.
- 顺序注射-化学发光法测定海水中皮摩尔级Fe(Ⅱ)浓度
- Sequential injection–chemiluminescence detection of Fe(Ⅱ) in seawater at picomolar levels
- 海洋科学, 49(7): 81-91
- Marine Sciences, 49(7): 81-91.
- http://dx.doi.org/10.11759/hykx20250411001
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文章历史
- 收稿日期：2025-04-11
- 修回日期：2025-06-27
铁(Fe)是海洋中浮游植物进行光合作用必需的微量营养元素之一, 在全球约40%的高营养盐低叶绿素(HNLC)海域, 正是由于Fe元素缺乏限制了海洋初级生产力, Fe元素对海洋生态系统、碳循环及全球气候变化均具有重要影响[1-4]。海洋中溶解态Fe主要包括Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)两种价态, 在开阔大洋海水中, 主要以Fe(Ⅲ)为主, 其浓度一般为纳摩尔/升(nmol·L‒1)级, Fe(Ⅱ)的浓度相对更低, 为皮摩尔/升(pmol·L‒1)级。在近岸或缺氧海水中, Fe(Ⅱ)浓度可能较高, 甚至超过Fe(Ⅲ), 如秘鲁上升流缺氧水体中的Fe(Ⅱ)浓度最高可达14.2 nmol·L‒1, 占溶解态Fe的80%以上[5-8]。另外, 前期研究已经表明, 溶解度更高的Fe(Ⅱ)比主要以颗粒态和有机络合物形式存在的Fe(Ⅲ)更易被浮游生物吸收, 具有更高的生物可利用性[9-12]。
目前, 测定海水中Fe浓度的方法主要包括原子发射光谱法、质谱法、分光光度法、化学发光法等[13-16]。原子发射光谱法和质谱法需要将海水中盐分除去后方可进行测定, 而且无法区分不同氧化态的Fe元素, 不适用于测定海水中Fe(Ⅱ)浓度[17-18]。分光光度法基于络合试剂与Fe(Ⅱ)反应的原理, 通过测定生成络合物的吸光度分析Fe(Ⅱ)浓度, 该方法准确度高、操作简便, 但检测限相对较高, 一般需将海水中Fe(Ⅱ)富集后进行测定[19-21]; 化学发光法基于Fe(Ⅱ)可催化发光试剂(如鲁米诺)氧化反应并产生化学发光的原理, 在一定条件下, 发光强度与Fe(Ⅱ)浓度线性相关, 具有操作简便、反应迅速且灵敏度高的特点, 不需要预富集即可用于海水中痕量Fe(Ⅱ)浓度的测定, 但同时化学发光法易受海水中其他金属离子的干扰[22-25]。前期通常将化学发光法结合流动注射分析(Flow Injection Analysis, FIA)技术实现Fe(Ⅱ)浓度分析。FIA技术是20世纪70年代发展起来的现代分析化学的重要技术之一, 该技术改变了传统进样方式, 使试剂混合和分析过程在流动中完成, 显著提高了分析效率[26-28]。但流动注射分析中, 试剂或样品始终以一定的流速在管路中流动, 试剂或样品的消耗量相对较大[29-30]。为降低试剂和样品消耗量, Oliveira等[31]建立了微顺序注射-阀上实验室(Micro-Sequential Injection Lab-On-Valve, μSI-LOV)分析系统, 每次分析所需试剂和样品体积仅分别为100和50 μL, Fe(Ⅱ)的最低检测限为1 000 pmol·L‒1; Jones等[32]采用有机配体掩蔽法, 通过测定添加Fe(Ⅱ)络合剂前后发光信号差值定量分析Fe(Ⅱ)浓度, 所需试剂和样品体积分别为33和210 μL, 检测限为110 pmol·L‒1。尽管上述分析系统已显著降低试剂和样品消耗量, 但其检测限仍然高于开阔大洋海水中的Fe(Ⅱ)浓度(约几至几百pmol·L‒1), 一般不可直接应用于开阔大洋环境中Fe(Ⅱ)浓度的测定。另外, 前期研究对海水中重金属离子对鲁米诺和Fe(Ⅱ)发光反应的影响有较多研究, 但有机配体对该发光反应影响的研究较少, Ussher等[33]研究了在pH=5.5条件下, 浓度为100 nmol·L‒1的有机配体对测定结果的影响。
本研究通过联合顺序注射(Sequential Injection Analysis, SIA)技术和化学发光法建立海水中Fe(Ⅱ)浓度自动分析系统, 该系统可有效降低试剂消耗量, 且经优化反应条件和测试流程后, 在未富集条件下可实现皮摩尔级Fe(Ⅱ)的测定。另外, 本研究将对多种重金属元素和有机配体对发光强度的影响进行探究。
1 材料与方法 1.1 试剂与样品称取适量鲁米诺(5-氨基-2, 3-二氢-1, 4-邻苯二酮, Sigma-Aldrich公司)溶解于NH3-NH4Cl体系中, 配制pH=11.8的1.0 mmol·L‒1鲁米诺溶液, 于4℃条件下避光保存, 静置12小时后使用。
称取适量(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O(Sigma-Aldrich公司)溶解于0.01 M盐酸, 配制浓度为10.0 mmol·L‒1的Fe(Ⅱ)储备溶液。采集于西南太平洋的表层海水预先经Chelex 100树脂柱过滤除去Fe、Cu、Mn、Zn等金属离子, 制得空白海水样品。由空白海水稀释上述Fe(Ⅱ)储备溶液配制所需浓度的Fe(Ⅱ)标准溶液, 并加入稀盐酸将其pH调至2.0。分别用超纯水稀释Mn(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、V(Ⅴ)、Zn(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ) 标准物质(上海市计量测试技术研究院)配制所需浓度的金属离子标准溶液。
有机配体菲啰嗪(Ferrozine)、乙二胺四乙酸(ethylene diamine tetraacetic acid, EDTA)和二乙烯三胺五乙酸(diethylenetriamine pentaacetic acid, DTPA)标准溶液用超纯水配制, 水杨醛肟(salicylaldoxime, SA)和1-(2-吡啶偶氮)-2-萘酚(1-(2-Pyridylazo)-2-naphthol, PAN)标准溶液用甲醇配制, 上述试剂均购自Sigma-Aldrich公司。
1.2 仪器与方法顺序注射-化学发光分析系统包括注射泵(MSP1-CX, 保定兰格有限公司)、八位选择阀(EUA-26021, Valco Instruments Co. Inc.)、自制三通道反应池(4.5 mm×1 mm× 0.5 mm, 自制)和光子计数器(H9319-01, 日本滨松光子株式会社)等部件, 系统组成如图 1所示。自制反应池为石英材质且具有三通道结构, 上端两个通道用于分别注入鲁米诺溶液和样品, 其目的是避免二者在进入反应池之前混合发光, 下端为楔形通道, 目的是便于反应后溶液自反应池排出。光子计数器具有极低的暗计数率和噪音水平, 对极微弱的光信号具有较高的响应, 可探测单个光子的能量, 且有纳秒甚至皮秒级的时间分辨率, 本研究选用的H9319-01型号光子计数器在420 nm具有较高灵敏度(4.1×105 s–1·pW–1), 与鲁米诺最大发光波长425 nm接近。光信号的检测方式采用窗口式, 即光子计数器直接放置于反应池前接收光信号, 相比于通过光纤传输检测光信号的方式, 窗口式检测灵敏度更高, 尽管其检测重复性可能有所降低。各部件之间连接管件为内径0.8 mm的聚四氟乙烯管, 将上述系统置于暗室内以避免环境背景光干扰。利用在Keil5环境中开发的嵌入式程序实现系统的自动化分析, 经优化后, 单次测定流程如表 1所示。
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| 图 1 顺序注射-化学发光分析系统结构示意图 Fig. 1 Schematic of the sequential injection analysis system with the chemiluminescence method |
| 步骤 | 设备 | 指令 | 参数 |
| 系统初始化 | 注射泵 | 复位 | |
| 选择阀 | 设置阀位置 | 1 | |
| 启动光子计数器 | |||
| 将鲁米诺试剂注入反应池 | 注射泵 | 设定流速 | 450 μL·s‒1 |
| 注射泵 | 吸取试剂 | 400 μL | |
| 选择阀 | 设置阀位置 | 8 | |
| 注射泵 | 注射试剂 | 400 μL | |
| 用超纯水清洗管路 | 选择阀 | 设置阀位置 | 6 |
| 注射泵 | 吸取超纯水 | 600 μL | |
| 选择阀 | 设置阀位置 | 5 | |
| 注射泵 | 排出超纯水 | 600 μL | |
| 将待测样品注入反应池 | 选择阀 | 设置阀位置 | 2 |
| 注射泵 | 吸取待测样品 | 80 μL | |
| 选择阀 | 设置阀位置 | 7 | |
| 注射泵 | 设定流速 | 750 μL·s‒1 | |
| 注射泵 | 注射待测样品 | 80 μL | |
| 保存测定结果, 关闭光子计数器 | |||
| 排出反应池中溶液 | 电磁阀 | 打开 | |
| 用超纯水清洗反应池 | 电磁阀 | 关闭 | |
| 选择阀 | 设置阀位置 | 6 | |
| 注射泵 | 设定流速 | 450 μL·s‒1 | |
| 注射泵 | 吸取超纯水 | 600 μL | |
| 选择阀 | 设置阀位置 | 8 | |
| 注射泵 | 排出超纯水 | 600 μL | |
| 排出反应池中溶液 | 电磁阀 | 打开 | |
| 关闭电磁阀, 单次测定完成 |
在本研究使用的化学发光体系中, 鲁米诺作为发光试剂, 其浓度高低将影响发光信号强弱。研究了鲁米诺浓度在0.1 ~10.0 mmol·L‒1范围内对发光信号强度的影响(图 2a)。结果表明当鲁米诺浓度小于1.0 mmol·L‒1时, 鲁米诺浓度增加将导致发光信号增强, 信噪比亦随之增加; 当鲁米诺浓度大于1.0 mmol·L‒1, 发光信号强度略有增加, 但信噪比却有所降低, 因此选择1.0 mmol·L‒1作为鲁米诺溶液的浓度, 以获得更高灵敏度。
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| 图 2 反应条件对发光信号强度的影响 Fig. 2 Effect of different reaction conditions on the chemiluminescence intensity 注: 误差线表示±1倍标准偏差(n=3) |
试剂和样品的体积及进样速度将影响试剂和样品之间相互混合和扩散的过程, 进而影响发光强弱。研究了鲁米诺溶液和样品按3∶1至7∶1的不同体积比混合产生的发光信号强度, 结果如图 2b(红线)所示, 当鲁米诺溶液与样品体积比为5∶1(试剂与样品体积分别为400 μL和80 μL)时产生的发光信号最强。进样速度对发光信号强度的影响如图 2b(蓝线)所示, 进样速度增加, 发光信号强度呈现先增加后降低的趋势, 当进样速度为750 μL·s‒1时, 发光信号强度最大。由于鲁米诺的发光反应速度极快, 通常在几十毫秒内完成, 因此进样速度较慢会影响发光信号强度, 但进样速度过快亦可能导致样品与试剂混合不均匀, 进而影响发光信号强度。综合上述实验结果, 选择750 μL·s‒1作为分析时的进样速度。
2.1.3 鲁米诺溶液pHFe(Ⅱ)与鲁米诺发光反应的pH对发光信号强度亦有重要影响, 前人研究表明, 该化学发光反应的最佳pH(试剂与样品混合后)约为9.9~10.5[34-35]。一般用于测定Fe(Ⅱ)浓度的海水样品, 为降低Fe(Ⅱ)氧化速率, 样品被酸化至pH≤2.0。在本研究中, 样品在测定之前被酸化至pH=2.0, 因此需确定鲁米诺溶液的最佳pH。分别配制pH在11.0~12.6之间、浓度为1.0 mmol·L‒1的鲁米诺溶液, 测定其与pH=2、浓度为1.0 nmol·L‒1的Fe(Ⅱ)标准溶液反应时的发光信号强度(图 2c), 结果表明pH=11.8的鲁米诺试剂作为发光试剂时反应产生的发光信号最强, 此条件下反应后混合溶液的pH为10.2。
2.1.4 反应温度除上述条件外, 反应温度对发光信号强度也具有一定影响, 测定了1.0 nmol·L‒1 Fe(Ⅱ)标准溶液在反应温度分别为2℃、10℃、20℃、30℃和40℃时与鲁米诺发光反应的发光信号强度, 结果如图 2d所示。结果表明在2~40℃范围内, 发光信号强度随温度升高而增大, 且与反应温度呈正相关关系, 建议在分析时保持反应体系处于恒温(如室温)。
2.2 干扰实验 2.2.1 金属离子干扰实验在上述最佳反应条件下, 研究了海水中常见金属离子包括Fe(Ⅲ)、Mn(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)、Cr(Ⅲ)和V(Ⅴ))对Fe(Ⅱ)测定的干扰。在1.0 nmol·L‒1 Fe(Ⅱ)标准溶液中分别加入Fe(Ⅲ)、Mn(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)、Cr(Ⅲ)和V(Ⅴ)离子标准溶液, 使各金属离子浓度分别为Fe(Ⅱ)浓度的1、10、20、50和100倍, 测定其发光信号强度。图 3显示, Zn(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)、Cr(Ⅲ)、V(Ⅴ)对Fe(Ⅱ)测定几乎不产生干扰, 但Mn(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)会降低发光信号, 这与前期研究结果类似[35-37]。本研究结果表明当Mn(Ⅱ)浓度为Fe(Ⅱ)浓度10倍时, 发光信号降低3.4%, 当Mn(Ⅱ)浓度为Fe(Ⅱ)浓度20倍时, 发光信号降低8.0%(图 3), 信号降低的原因可能是由于Mn(Ⅱ)在海水中易被氧化为MnO2, MnO2可将Fe(Ⅱ)氧化为Fe(Ⅲ), 从而导致发光信号强度降低[34]。一般来说, 开阔大洋海水中Mn(Ⅱ)浓度通常为纳摩尔级, 与Fe(Ⅱ)浓度接近或略高于Fe(Ⅱ)浓度, 因此其对测定结果几乎不产生干扰[38-39]。在某些特定海域(如近岸或缺氧水体中), 海水中Mn(Ⅱ)浓度相对较高, 可能超过Fe(Ⅱ)浓度数十倍[40-42], 可预先将样品通过8-羟基喹啉柱[43]或NTA树脂柱[44], 将其中Fe(Ⅱ)和Mn(Ⅱ)分离后再进行测定。
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| 图 3 不同浓度金属离子对相对发光强度的影响 Fig. 3 Effect of metal ions with different concentrations on the relative chemiluminescence intensity 注: 相对发光强度为溶液的发光信号强度与1.0 nmol·L‒1 Fe(Ⅱ)标准溶液产生的发光信号强度之比 |
Cu(Ⅱ)亦具有氧化性, 对发光反应的影响机制与Mn(Ⅱ)类似, 通过加快Fe(Ⅱ)向Fe(Ⅲ)转化, 使发光信号有所降低[34]。当Cu(Ⅱ)浓度与Fe(Ⅱ)浓度相当时, 可使发光信号降低32.7%, 当Cu(Ⅱ)浓度为Fe(Ⅱ)浓度10倍时, 发光信号降低46.5%。Cu(Ⅱ)在天然海水中主要以有机络合态存在(> 99%), 游离态Cu(Ⅱ)浓度极低[45], 但将海水样品酸化至pH=2.0时, 游离态Cu(Ⅱ)浓度可能有所增加, 因此设计对比实验研究Cu(Ⅱ)对Fe(Ⅱ)测定的干扰: 在pH=2.0、1.0 nmol·L‒1 Fe(Ⅱ)标准溶液中分别加入Cu(Ⅱ)至浓度为5.0和10.0 nmol·L‒1, 测定其发光信号强度; 再加入10.0 nmol·L‒1有机Cu(Ⅱ)配体-SA, 对比测定SA加入前后发光信号强度的变化。测定结果如表 2所示, 表明在未加入SA的条件下, 5.0 nmol·L‒1和10.0 nmol·L‒1游离Cu(Ⅱ)可使发光信号强度显著降低, 分别为原发光信号强度的58.8%和53.2%; 但加入SA后, 即使在pH=2.0条件下, 发光信号强度几乎未降低, 分别为原发光信号强度的96.8%和95.1%, 表明在本研究条件下, 海水中Cu(Ⅱ)对发光信号强度的影响可忽略。
| SA/(nmol·L−1) | 1.0 nmol·L−1 Fe(Ⅱ)标准溶液 | ||
| 0 nmol·L−1 Cu(Ⅱ) | 5.0 nmol·L−1 Cu(Ⅱ) | 10.0 nmol·L−1 Cu(Ⅱ) | |
| 0 | 100.0% | 58.8% | 53.2% |
| 10.0 | 98.3% | 96.8% | 95.1% |
| 注: 以1.0 nmol·L‒1 Fe(Ⅱ)标准溶液的发光信号强度为100% | |||
前期研究中, Ussher等[33]仅研究了在pH=5.5条件下, 浓度为100 nmol·L‒1 [为Fe(Ⅱ)浓度50倍]的多种有机配体对化学发光法测定Fe(Ⅱ)浓度的干扰, 结果表明, 较强的Fe(Ⅱ)配体使发光信号降低超过90%, 而较弱的Fe(Ⅱ)配体也使发光信号强度降低了10%~40%不等。但目前对于海水样品pH=2.0条件下, 有机配体对测定结果的影响尚不明确。实验研究了在pH=2.0海水样品中, 分别加入不同浓度的有机配体(包括EDTA、DTPA、Ferrozine、SA和PAN)对Fe(Ⅱ)发光信号强度的影响。实验步骤为: 配制1.0 nmol·L‒1 Fe(Ⅱ)标准溶液, 分别加入EDTA、DTPA、Ferrozine、SA和PAN标准溶液, 使其最终浓度为Fe(Ⅱ)浓度的10、20、50、100、1 000、10 000倍, 分别测定其发光信号强度(图 4)。结果表明由于有机配体与Fe(Ⅱ)的络合作用, 可导致Fe(Ⅱ)产生的发光信号强度降低, 但不同配体影响程度有所不同。DTPA和PAN浓度低于Fe(Ⅱ)浓度的100倍时, 发光信号强度降低均小于5%; EDTA、Ferrozine和SA浓度低于Fe(Ⅱ)浓度50倍时, 发光信号强度降低均小于9.5%, 但当其浓度为Fe(Ⅱ)浓度100倍时, 3种配体分别使发光信号降低了13.3%、22.9%和18.8%。当配体浓度超过Fe(Ⅱ)浓度1 000倍甚至更高时, 所有配体均使发光信号显著降低。目前有关天然海水中Fe(Ⅱ)配体浓度的研究数据较少, 仅Statham等[46]测定了英国Itchen河口Fe(Ⅱ)有机配体, 发现其浓度与Fe(Ⅱ)浓度相当(约1︰1)或低于Fe(Ⅱ)浓度, 因此推测海水中天然配体对Fe(Ⅱ)浓度的测定干扰应较小。建议后期研究关注海水中Fe(Ⅱ)有机配体的分析(包括有机配体浓度和络合常数), 以便更为确切地认识天然配体对海水中Fe(Ⅱ)测定结果的影响。
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| 图 4 不同浓度有机配体对发光信号强度的影响 Fig. 4 Effect of organic ligands with different concentrations on the chemiluminescence signal intensity |
在上述最佳反应条件下, 对方法的分析性能进行了评估。以经Chelex 100树脂柱过滤除去金属离子的太平洋表层海水样品作为空白海水样品, 测得空白发光信号强度(光子数15.6±3.2, n=5)。依次测定不同浓度标准海水样品的发光信号强度, 减去空白发光信号强度, 以此值与对应的Fe(Ⅱ)浓度绘制工作曲线(图 5a)。在Fe(Ⅱ)浓度范围为0.01~8.0 nmol·L‒1时, Fe(Ⅱ)浓度与发光信号强度正相关, 相关系数R2 = 0.996 5, 以3倍信噪比计算Fe(Ⅱ)的检测限为4.1 pmol·L‒1, 对浓度为1.0 nmol·L‒1的Fe(Ⅱ)标准溶液进行11次连续测定, 相对标准偏差为3.6%。
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| 图 5 不同浓度范围的Fe(Ⅱ)工作曲线 Fig. 5 Fe(Ⅱ) calibration curve in different concentration ranges |
为检验方法的准确性, 我们用该方法分析了国际标准海水样品NASS-6和NASS-7中Fe浓度。首先在标准海水样品中加入Na2SO3溶液, 将Fe(Ⅲ)全部还原为Fe(Ⅱ), 再利用上述方法测定Fe(Ⅱ)浓度。NASS-6和NASS-7的测定结果分别为8.67±0.24 nmol·L‒1和5.99± 0.21 nmol·L‒1(表 3), 与标准值8.84±0.82 nmol·L‒1和6.27±0.46 nmol·L‒1接近。对NASS-6和NASS-7的测定结果和标准值进行t检验, 所得t值分别为0.70(P= 0.13)和1.91(P=0.52), 均小于临界t值2.78(a=0.05), 表明测定结果与浓度标准值之间无显著差异, 从而验证了方法的准确性。
| 标准海水样品 | 测定值1/(nmol·L‒1) | 测定值2/(nmol·L‒1) | 测定值3/(nmol·L‒1) | 测定平均值±2σ/ (nmol·L‒1) | 标准值/(nmol·L‒1) |
| NASS-6 | 8.76 | 8.71 | 8.53 | 8.67±0.24 | 8.84±0.82 |
| NASS-7 | 5.89 | 6.10 | 5.98 | 5.99±0.21 | 6.27±0.46 |
分别在西太平洋和东海海水样品中定量加入Fe(Ⅱ)标准溶液, 应用上述方法测定其回收率(表 4)。结果表明西太平洋海水样品中Fe(Ⅱ)浓度较低, 为0.012 nmol·L‒1, 东海海水样品中Fe(Ⅱ)浓度为0.21 nmol·L‒1。标准加入的回收率介于89.4%~110%之间, 仅在东海样品中加入0.10 nmol·L‒1 Fe(Ⅱ)的回收率略低, 为83.0%, 可能与东海样品含有更高浓度的重金属元素和有机配体有关。
| 西太平洋海水样品测定结果 | ||
| Fe(Ⅱ)加标浓度/(nmol·L‒1) | 测定Fe(Ⅱ)浓度/(nmol·L‒1) | 回收率/% |
| 0.00 | 0.012 | — |
| 0.025 | 0.034 | 89.4 |
| 0.05 | 0.064 | 105.0 |
| 0.10 | 0.11 | 99.8 |
| 0.20 | 0.23 | 110.0 |
| 0.40 | 0.42 | 102.5 |
| 0.60 | 0.63 | 103.3 |
| 0.80 | 0.84 | 103.7 |
| 1.50 | 1.58 | 104.6 |
| 2.00 | 1.91 | 95.0 |
| 东海海水样品测定结果 | ||
| 0.00 | 0.21 | — |
| 0.10 | 0.29 | 83.0 |
| 0.25 | 0.46 | 92.6 |
| 0.50 | 0.72 | 100.1 |
| 0.75 | 1.02 | 108.2 |
| 1.00 | 1.26 | 105.1 |
| 2.00 | 2.26 | 102.2 |
| 4.00 | 4.16 | 98.9 |
表 5总结了目前国际上海水中Fe(Ⅱ)分析方法和系统, 这些系统主要基于分光光度法和化学发光法, 并联合流动注射分析、顺序注射分析或微顺序注射-阀上实验室等技术实现Fe(Ⅱ)测定。其中, 分光光度法检测限较高, 通常需对样品进行预富集后进行测定。例如, Blain等[19]设计的分光光度-流动注射分析系统, 以Ferrozine为显色剂, 通过C18柱去除干扰金属离子并富集Fe(Ⅱ), 检测限可低至100 pmol·L‒1, 但单次测定需消耗约20 mL海水样品。Lohan等[20]以DPD试剂作为显色剂设计的分光光度-流动注射分析系统, 通过NTA树脂柱富集Fe(Ⅱ), 其检测限降低至24 pmol·L‒1, 样品消耗量为4 mL。
| 测定方法 | 所用试剂 | 流动分析技术 | 预浓缩 | 试剂消耗量/mL | 样品消耗量/mL | 检测限/(pmol·L‒1) | 参考文献 |
| 分光光度法 | 菲啰嗪 | 流动注射 | 是 | 2.0 | 50~400 | 600 | King等[47] |
| 分光光度法 | 菲啰嗪 | 流动注射 | 是 | 1.0 | 20 | 100 | Blain等[19] |
| 分光光度法 | 菲啰嗪 | 反向流动注射 | 否 | — | — | 300 | Huang等[30] |
| 化学发光法 | 鲁米诺 | 停流式流动注射 | 否 | 0.2 | 0.2 | 60~150 | O’Sullivan等[34] |
| 化学发光法 | 鲁米诺 | 流动注射 | 是 | 4.8 | 1.5 | 40 | Bowie等[48] |
| 化学发光法 | 鲁米诺 | 流动注射 | 否 | 5.9 | 1.2 | 25~133 | Croot等[35] |
| 化学发光法 | 鲁米诺 | 流动注射 | 否 | 4 | 4 | 3~27 | Hansard等[25] |
| 有机配体掩蔽-化学发光法 | 鲁米诺 | 流动注射 | 否 | 0.2 | 20 | 26 | Bolster等[49] |
| 有机配体掩蔽-化学发光法 | 鲁米诺 | 顺序注射 | 否 | 0.03 | 0.21 | 110 | Jones等[32] |
| 化学发光法 | 鲁米诺 | 微顺序注射 | 否 | 0.10 | 0.05 | 1 000 | Oliveira等[31] |
| 化学发光法 | 鲁米诺 | 顺序注射 | 否 | 0.40 | 0.08 | 4.1 | 本研究 |
相比之下, 化学发光法具有较低的检测限, 无需预富集即可将检测限降低至 < 1.0 nmol·L‒1, 如Hansard等[25]将化学发光法与流动注射技术结合, 实现3~27 pmol·L‒1的低检测限。但流动注射技术存在试剂消耗量大, 蠕动泵管易受酸碱腐蚀导致稳定性下降等缺点, 限制了其在长期连续测定中的应用。Jones等[32]和Oliveira等[31]通过将化学发光法与顺序注射技术和微顺序注射-阀上实验室技术结合, 化学发光反应在阀的管道内进行, 试剂消耗量极低, 但同时也导致其发光信号强度较低, 检测限较高(分别为110 pmol·L‒1和1 000 pmol·L‒1), 难以满足开阔大洋海水中皮摩尔级Fe(Ⅱ)的测定需求。
与上述系统相比, 本系统化学发光反应在自主设计的三通道反应池中进行, 相对于阀上实验室来说, 消耗试剂量略有增加, 但亦可使发光信号强度增加; 另外, 本研究采用窗口式检测方式, 相较于通过光纤传输进行检测的方式, 可有效增强所接收的光信号, 且本研究采用高灵敏度光电检测器件-光子计数器, 即使是对于极弱光信号亦可进行检测。上述因素使本系统具有较低检测限, 在最佳反应条件下, 检测限可低至4.1 pmol·L‒1。
4 结论以鲁米诺为发光试剂, 联合顺序注射技术和化学发光法建立了一种海水中Fe(Ⅱ)浓度的分析方法和系统。确定了最佳测定流程和反应条件, 包括鲁米诺溶液浓度(1.0 mmol·L‒1)、鲁米诺溶液pH值(11.8)、试剂与样品体积比(5∶1)、进样速度(750 μL·s‒1)等, 在最佳反应条件下, 采用窗口式检测方式, 方法检测限可低至4.1 pmol·L‒1, Fe(Ⅱ)浓度在0.01~8.0 nmol·L‒1范围内时, 发光强度与Fe(Ⅱ)浓度线性相关(R2=0.996 5)。对Fe(Ⅱ)测定的干扰因素(重金属元素和有机配体)进行了研究, 结果表明尽管游离态Cu(Ⅱ)对测定结果干扰较大, 但天然海水中Cu元素主要以有机络合态存在, 通过实验证实有机Cu络合物对测定结果干扰较小; 有机配体干扰实验结果表明在海水样品pH=2.0条件下, 当有机配体浓度低于Fe(Ⅱ)浓度50倍时, 对测定结果干扰小于9.5%。标准海水样品的分析结果和实际海水样品的加标实验结果, 表明本方法可准确测定海水样品中皮摩尔级Fe(Ⅱ)浓度。
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