王 陽，徐明芳,*，曾曉琮，耿夢夢，黎 明，陳耕南

（1.暨南大學(xué)生命科學(xué)技術(shù)學(xué)院，廣東 廣州 510632；2.暨南大學(xué)應(yīng)急管理研究中心，廣東 廣州 510632；3.廣東省食品檢驗所，廣東省酒類檢測中心，廣東 廣州 510435）

CE和HPLC測定水源水體中微囊藻毒素方法比較

王 陽1,2，徐明芳1,2,*，曾曉琮3，耿夢夢1，黎 明1，陳耕南1

（1.暨南大學(xué)生命科學(xué)技術(shù)學(xué)院，廣東 廣州 510632；2.暨南大學(xué)應(yīng)急管理研究中心，廣東 廣州 510632；3.廣東省食品檢驗所，廣東省酒類檢測中心，廣東 廣州 510435）

利用毛細管電泳（capillary electrophoresis，CE）儀結(jié)合紫外-可見光二極管陣列檢測器檢測技術(shù)建立水體中痕量微囊藻毒素的檢測新方法。通過與GB/T 20466—2006《水中微囊藻毒素的測定》高效液相色譜（high performance liquid chromatography，HPLC）方法對比分析，進行2 種檢測技術(shù)的評價。CE檢測條件為：毛細管柱（60 cm×75 μm i.d.），有效長度為44 cm，分離緩沖溶液為12 mmol/L硼酸鹽（pH 9.0），分離電壓25 kV，檢測波長238 nm，壓力6 895 Pa流體動力學(xué)進樣；優(yōu)化后的HPLC檢測條件為：C18色譜柱（250 mm×4.6 mm i.d.，5 μm），甲醇-磷酸鹽緩沖溶液（60∶40，V/V）為流動相，檢測波長238 nm，柱溫度35 ℃，流速1 mL/min。結(jié)果表明：CE對3 種微囊藻毒素MC-RR、MC-LR和MC-YR的檢出限分別是0.16、0.20 μg/mL和0.24 μg/mL，HPLC對3 種微囊藻毒素的檢出限分別為0.020、0.079 μg/mL和0.052 μg/mL，這2 個方法的靈敏度相差1 個數(shù)量級；加標回收率分別92.5%～106.0%和99.6%～102.5%，CE對應(yīng)的保留時間和峰面積的精密度相對標準偏差為0.53%～0.64%和2.67%～3.29%；HPLC法的保留時間和峰面積精密度相對標準偏差為0.16%～0.53%和0.80%～1.53%。檢測同一水樣中微囊藻毒素含量，CE檢測結(jié)果和HPLC結(jié)果之間差異不顯著（P＞0.05）。

高效毛細管電泳；高效液相色譜；微囊藻毒素；檢測

微囊藻毒素（microcystins，MCs）主要是由銅綠微囊藻（Microcystis aeruginosa）產(chǎn)生的細胞內(nèi)毒素，具有生物活性的單環(huán)七肽化合物，分子質(zhì)量約為1 000 D[1]，如圖1所示，它在細胞內(nèi)合成，細胞破裂后釋放出來，導(dǎo)致水體中MCs的出現(xiàn)，能抑制控制生化過程的生物體蛋白磷酸酶，是一種強烈的肝腫瘤促進劑[2-3]。不僅直接污染飲用水源，還可以在水生生物中富集，通過食物鏈而進入高等生物體內(nèi)，直接威脅人類的健康和生存[4-7]，引起胃腸炎癥，也會引發(fā)消化道炎癥、肝癌和脾臟疾病等，劑量過度時可導(dǎo)致死亡[8]。目前，MCs、黃曲霉毒素和乙肝病毒已成為環(huán)境中致肝癌的三大危險因素[9]，而且已經(jīng)發(fā)現(xiàn)的MCs有80多種變體[10-11]，包括MC-LR、MC-YR、MC-RR等，其中分布最廣泛、毒性最強的是MC-LR。世界衛(wèi)生組織推薦的飲水中MC-LR標準為1.0 μg/L[12]，加拿大標準為0.5 μg/L[13]，我國參照世界衛(wèi)生組織標準，在衛(wèi)生部2001年6月頒布的《生活飲用水水質(zhì)衛(wèi)生規(guī)范》中確定MC-LR的限值標準定為1.0 μg/L。華南地區(qū)飲用水水源地在藻華暴發(fā)期，曾檢測出較高濃度的藻毒素。因此，加強水質(zhì)藻毒素監(jiān)控與風(fēng)險評估不僅關(guān)系人們用水和身體健康的問題，也是關(guān)系到公共安全與社會穩(wěn)定能否持續(xù)發(fā)展的關(guān)鍵問題之一，建立快速、先進、可靠和高效的藻毒素檢測技術(shù)，完善水中MCs的測定方法至關(guān)重要。

圖1 MCs分子結(jié)構(gòu)圖Fig.1 General structures of microcystins

目前，MCs測定方法主要包括高效液相色譜（high performance liquid chromatography，HPLC）[14]、氣相色譜、HPLC-質(zhì)譜（HPLC-mass spectrometry，HPLC-MS）聯(lián)用[15]、2-甲基-3-甲氧基-4-苯基丁酸法[16]和酶聯(lián)免疫吸附（enzyme linked immuno sorbent assay，ELISA）法[17]。ELISA方法不僅可檢測MCs的各種異構(gòu)體及檢測樣品中的藍藻毒素總量，而且樣品也不需要復(fù)雜的前處理就可直接進行檢測，經(jīng)濟、快速，特別適合于應(yīng)對突發(fā)公共衛(wèi)生事件的處理，及缺乏大型儀器設(shè)備的基層進行調(diào)查研究，但是該方法易出現(xiàn)假陽性[18]。HPLC-MS對樣品前處理要求不高，可以同時分離和鑒定多種藻類毒素，而且具有更高的選擇性和靈敏度。但HPLC-MS聯(lián)用儀器昂貴且運行成本較高，一般的實驗室沒有能力購買和負擔，所以不適合普及和廣泛使用。毛細管電泳（capillary electrophoresis，CE）法是最新的色譜分離技術(shù)，它根據(jù)分子的大小以及所帶電荷來分離樣品，不僅滿足了儀器分析所要求的快速、高效、樣品用量少等特點，而且具有操作簡單、儀器自動化程度高、對環(huán)境污染小等優(yōu)點[19-20]。而HPLC法是目前對毒素進行分析最常用的技術(shù)之一，該方法分析速度較快，能準確地定性、定量檢測MCs。本實驗利用CE儀結(jié)合紫外-可見光二極管陣列檢測器建立水體中藻毒素檢測新方法，通過與GB/T 20466—2006《水中微囊藻毒素的測定》中HPLC方法學(xué)的對比，進行2 種方法學(xué)的評價，為水中MCs高效測定新方法提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

MCs標準品：MC-LR（純度≥98%，CAS 101043-37-2）、MC-RR（純度≥98%，CAS 111755-37-4）Taiwan Algal Science Inc.；MC-YR（純度≥98%，CAS 101064-48-6） 瑞士Enzo公司；甲醇、三氟乙酸（均為色譜純） 天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司；四硼酸鈉、硼酸、磷酸、磷酸二氫鉀（均為分析純） 廣州化學(xué)試劑廠。

1.2 儀器與設(shè)備

Coulter P/ACETM MDQ高效CE儀（配自動進樣器和

二極管陣列紫外檢測器） 美國Beckman公司；338454型毛細管柱（60 cm×75 μm i.d.，有效長度44 cm）美國Sciex公司；1100 HPLC儀（數(shù)據(jù)分析平臺附帶熒光檢測器）、C18色譜柱（250 mm×4.6 mm i.d.，5 μm）美國Agilent公司；500 mg/6 mL C18固相萃取小柱 廣州特克斯科學(xué)儀器有限公司。

1.3 方法

1.3.1 標準溶液的配制

MCs標準儲備液：分別稱取MCs標準品MC-LR、MC-RR、MC-YR各100 μg，用0.1 mL甲醇溶液溶解，再用純水定容到10 mL，放在棕色試劑瓶中-20 ℃保存30 d。此標準儲備液的質(zhì)量濃度約為10 μg/mL。

系列標準溶液：用體積分數(shù)20%甲醇溶液將MCs標準儲備液分別稀釋至所需質(zhì)量濃度（臨用時配制）。

1.3.2 緩沖溶液的配制

硼砂電泳緩沖液：稱取適量的四硼酸鈉，溶于超純水中，配制成12 mmol/L四硼酸鈉溶液，用1 mol/L硼酸溶液調(diào)其pH值為9.0。

磷酸鹽緩沖溶液：用體積分數(shù)20%磷酸溶液將磷酸二氫鉀溶液（0.05 mol/L）調(diào)節(jié)pH 3.0。

1.3.3 樣品的前處理

水樣的采集和保存：用采水器采集1 500～2 000 mL水樣，在水下0.5 m處進行采樣（水樣采集后，應(yīng)在4 h內(nèi)完成前處理步驟）。用500 目的不銹鋼篩過濾，除去水樣中大部分浮游生物和懸浮物。取過濾的水樣1 200 mL于玻璃杯式濾器中，依次經(jīng)過GF/C玻璃纖維濾膜和0.45 μm乙酸纖維酯濾膜減壓過濾，準確量取1 000 mL濾液置于棕色試劑瓶中。

樣品的富集、洗脫：依次用10 mL體積分數(shù)100%甲醇溶液和10～15 mL純水活化C18固相萃取小柱→濾液（控制流速為8～10 mL/min）→依次用淋洗溶液（10 mL水、10 mL體積分數(shù)20%甲醇溶液）淋洗C18固相萃取小柱→10 mL洗脫溶液（用甲醇將0.1 mL三氟乙酸溶液定容到100 mL）洗脫MCs→洗脫液在40 ℃條件下用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器濃縮吹干，用0.5 mL體積分數(shù)100%甲醇溶液溶解以供測定用。

1.3.4 分離條件

CE分離條件：毛細管柱溫25 ℃；檢測波長238 nm；壓力6 895 Pa；進樣時間5 s；運行電壓25 kV。

HPLC分離條件：C18色譜柱（250 mm×4.6 mm i.d.，5 μm）；柱溫度35 ℃；流動相：甲醇-磷酸鹽緩沖溶液（60∶40，V/V）混合；流速1 mL/min；紫外-可見光檢測器波長238 nm；進樣量50 μL。

1.3.5 樣品的測定及計算

利用上述2 種方法分別測定珠江西航道水中MCs含量，比較2 種分析方法對于樣品的適用性。

水樣中MCs含量（X1）按下式計算：

式中：X1分別代表MC-RR、MC-YR、MC-LR質(zhì)量濃度/（μg/L）；c1為從標準曲線上查出的MCs（MC-RR、MC-YR、MC-LR）含量/（μg/mL）；V1為水樣定容體積/mL；V為采集水樣的體積/L。

1.4 數(shù)據(jù)處理

每個水樣平均測定3 次，用統(tǒng)計軟件SPSS 13.0計算結(jié)果，用Origin 7.5進行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 CE分離條件的選擇

2.1.1 緩沖液濃度對分離結(jié)果的影響

圖2 不同濃度硼酸鹽緩沖溶液的MCs電泳圖Fig.2 Electropherogram of MCs standards with borax buffer solutions of different concentrations

硼酸鹽濃度的改變明顯影響著溶質(zhì)的遷移時間，進而影響電滲流的大小及分析物質(zhì)的有效電荷，從而決定其在毛細管中的遷移速率，所以選擇合適的硼酸鹽濃度可以改變分析物質(zhì)的分離選擇性[21]和遷移行為。如圖2所示，在其他條件不變的情況下，檢測不同濃度的硼酸鹽緩沖液（4、8、12、20 mmol/L）對毛細管電泳分離MCs標準物質(zhì)效果的影響，以便找到最佳的緩沖液濃度。當使用高濃度緩沖液（20 mmol/L）時，出現(xiàn)了電流增大、峰不全以及遷移時間延長的現(xiàn)象。使用低濃度緩沖液（4 mmol/L和8 mmol/L）時，雖然遷移時間縮短，但檢測噪音增大，導(dǎo)致MCs檢出限的降低。使用12 mmol/L的硼酸鹽溶液可以提高電泳的選擇性和分辨率，同時峰形更尖銳，電泳分離效率更高。所以12 mmol/L的硼酸鹽緩沖液是CE分離MCs的最佳緩沖液濃度。

2.1.2 緩沖溶液pH值對分離結(jié)果的影響

pH值的高低會引起溶質(zhì)所帶電荷的改變[22]，影響溶質(zhì)的遷移行為。pH值的改變會引起電滲流的變化、分離情況的變化，所以緩沖溶液的pH值選擇對MCs的分離尤為重要。本實驗采用了4 個pH值（8.7、9.0、9.52、10.05）。如圖3所示，pH值為10.05和9.52時，目標物不

能完全分離；當pH值為8.7時，峰形更變寬，電泳分離效率降低，而且基線也不穩(wěn)定。使用pH值為9.0，目標物不僅得到了完全分離，而且目標物的峰形尖銳，電流也比較穩(wěn)定。所以pH值為9.0的12 mmol/L硼酸鹽緩沖液是CE分離MCs的最佳緩沖液pH值。

圖3 不同pH值條件下的電泳圖Fig.3 Electropherograms of MCs standards under different pH values

2.1.3 運行電壓對分離結(jié)果的影響

圖4 不同電壓條件下的電泳圖Fig.4 Electropherogram of MCs standards under different voltages

如圖4所示，分離電壓會影響分離速度和多組分間的分離度。當分離電壓為30 kV時，電泳分離過程中產(chǎn)生的焦耳熱高。運行電解質(zhì)容易產(chǎn)生氣泡，電泳過程的電流不穩(wěn)定，基線噪聲大[23]。當分離電壓為20 kV和15 kV時，分離度不高，影響對MCs的識別。綜合實驗結(jié)果，運行電壓定為25 kV最合適。

2.1.4 MCs混合標準溶液測定

圖5 MCs混合標準溶液CE圖Fig.5 CE electropherogram of MCs standards

如圖5所示，通過實驗得到的CE的分離條件為pH 9.0 的12 mmol/L硼酸鹽緩沖液，運行電壓為25 kV，色譜峰峰形較好、分離度較高。

2.2 HPLC分離條件的優(yōu)化

圖6 MCs單標（A）和混合標準溶液（B）HPLC圖Fig.6 HPLC profiles of MCs standards

采用GB/T 20466—2006《水中微囊藻毒素的測定》HPLC法，如圖6A及圖6B中譜線1所示，甲醇和磷酸鹽緩沖溶液的體積比為57∶43時，發(fā)現(xiàn)目標峰與雜質(zhì)峰有部分重疊，分離不徹底。在HPLC檢測的過程中，流動相配比[24]對峰形和出峰時間均有一定的影響。因此，為確保MCs的最優(yōu)分離度和出峰時間，選擇甲醇和磷酸鹽緩沖溶液的體積比為60∶40，如圖6A及圖6B中譜線2所示，在譜線1基礎(chǔ)上，增加甲醇在流動相所占的比例。因此在國標的基礎(chǔ)上，對分離條件進行相應(yīng)的優(yōu)化，各物質(zhì)的保留時間變快，而且圖譜基線平穩(wěn)，峰形好，且與雜質(zhì)能實現(xiàn)較好分離，峰的順序（出峰時間）分別為MC-RR （4.2 min）、MC-YR（5.1 min）、MC-LR（6.8 min），所有樣品在7 min內(nèi)檢測完畢。

2.3 回歸方程、線性范圍和檢出限比較

分別用HPLC法和CE法測定MCs的標準溶液，以質(zhì)量濃度為橫坐標，對應(yīng)的峰面積為縱坐標，繪制標準曲線，擬合回歸方程及相關(guān)系數(shù)（R2）。以3 倍信噪比所對應(yīng)的質(zhì)量濃度計算檢出限，如表1所示。

表1 MCs的標準曲線、線性范圍和檢出限Table1 Standard curves, linearity ranges, and limits of detection (LOD) of MCs

由表1可知，2 種測定方法的線性范圍、相關(guān)系數(shù)和檢出限均能滿足飲用水中MCs的測定要求。HPLC的檢出限比CE的檢出限低，可能是由于CE采用幾至幾十微米內(nèi)徑的毛細管為分離通道，所以在使用紫外、二極管陣列等光吸收為基礎(chǔ)的檢測器時，其靈敏度比較低[25]。

2.4 回收率和精密度比較

同時配制5 份相同質(zhì)量濃度的標準MCs混合溶液在各實驗條件下分別進樣，以保留時間和峰面積為目標分析，計算各檢測技術(shù)中MCs的保留時間和峰面積的相對標準差，分析儀器的精密度；并采用混合標準儲備液為4 μg/mL的添加量加標，按照測量值和真實值計算回收率，考察方法的回收率，見表2。

表2 水樣中MCs的加標回收率（n=5）Table2 Recovery rates of spiked water samples (n= 5)

由表2可知，對2 種檢測技術(shù)精密度的比較發(fā)現(xiàn)三組分的保留時間的相對標準偏差均小于1%，峰面積的相對標準偏差均小于5%，所以二者精密度均符合測定要求。CE法和HPLC法相比，其相同之處在于都是高效分離技術(shù)，儀器操作均可自動化，且二者均有多種不同分離模式。二者之間的差異在于CE用遷移時間取代HPLC中的保留時間，然而實驗發(fā)現(xiàn)，CE檢測法的重復(fù)性（精密度）略低于HPLC法，這是因為CE檢測法的重復(fù)性受毛細管柱與電場電壓影響很大，因為在CE中電泳分析的整個過程，當毛細管兩端施加高電壓時，高電場強導(dǎo)致電流增加，引起毛細管中電解質(zhì)產(chǎn)生焦耳熱（自熱）。自熱將使流體在徑向產(chǎn)生拋物線型溫度分布，即管軸中心溫度要比近壁處溫度高。因溶液黏度隨溫度升高呈指數(shù)下降，溫度梯度使介質(zhì)黏度在徑向產(chǎn)生梯度，從而影響溶質(zhì)遷移速度，使管軸中心的溶質(zhì)分子要比近管壁的分子遷移得更快，造成柱效下降，尤其是高電場時產(chǎn)生流向陰極的電滲流，而目標分析物的遷移速度則是電泳和電滲流速度的矢量和，毛細管內(nèi)壁存在對緩沖液的吸附性，影響電滲流，繼而影響分離的重現(xiàn)性[23]。因此毛細管柱與檢測器不斷發(fā)展是CE用于毒素檢測更廣泛應(yīng)用的重要基礎(chǔ)。

2.5 2 種方法測定水樣中MCs含量比較

采用CE和HPLC方法，對采集的珠江西航道水樣中MCs的含量進行測定，平均每個樣品測定3 次，如表3所示。

表3 水樣中MCs的含量Table3 The contents of MCs in water samples from the Pearl River

由于天然水體中MCs含量比較低，所以要進行MCs的檢測時，首先必須按照1.3.3節(jié)方法進行處理，對MCs進行富集。然后按照檢測條件進行測定。CE和HPLC 2 種方法的檢測結(jié)果都低于國家標準（1 μg/L）。但是由于這些樣品都是在豐水期采集的，水體流動性比較大，MCs含量會比較低，而且這些MCs會在水生生物體內(nèi)富集，然后通過食物鏈進入人體進而影響健康，所以珠江西航道水中MCs還是存在相當大的隱患。對CE法和HPLC法測定結(jié)果之間進行檢驗，2 種檢測結(jié)果差異不顯著（P＞0.05）；相同的檢測樣品，由于CE技術(shù)采用高電場，具有分離效率高、受基質(zhì)干擾小等特點，所以檢測結(jié)果中只有相對應(yīng)的3 種MCs，方便觀察和計算（圖7A）；從圖7B可以看出，含有很多的雜質(zhì)，而且各個色譜峰之間的分離不徹底，出峰時間延后，存在連帶現(xiàn)象，可能是水體中的雜質(zhì)干擾或者分離程序選擇的不好。

圖7 水樣中MCs CE（A）和HPLC（B）圖Fig.7 CE (A) and HPLC (B) profiles of MCs in water sample from the Pearl River

3 結(jié) 論

在GB/T 20466—2006《水中微囊藻毒素的測定》方法基礎(chǔ)上，優(yōu)化水中MCs含量的HPLC檢測條件，結(jié)果表明MCs回收率為99.6%～102.5%，相對標準偏差為0.80%～1.53%，對MC-LR的檢出限為0.079 μg/mL，但是HPLC法分析易受到樣品中其他物質(zhì)的干擾。

建立水中MCs含量的CE檢測方法，結(jié)果表明，MCs回收率為92.5%～106.0%，相對標準偏差為2.67%～3.29%，對MC-LR檢出限為0.20 μg/mL。同時CE技術(shù)具有分離效率高、分析速度快的優(yōu)點。

本實驗通過測定珠江西航道水中MCs的含量，對CE技術(shù)和HPLC法2 組測定結(jié)果進行了對比分析，結(jié)果顯示兩者之間差異性不顯著（P＞0.05），定量結(jié)果相一致。所以具有分析時間短、需要的樣品量少、有機試劑消耗少、分析成本低、污染小、受基質(zhì)干擾小等優(yōu)勢的CE方法可以用于MCs含量檢測，并為水中MCs高效、快速測定新方法的提供理論依據(jù)。

[1] ANTONIOU M, CRUZ A, DIONYSIOU D. Cyanotoxins: new generation of water contaminants[J]. Journal of Environmental Engineering, 2005, 131(9): 1239-1243. DOI:10.1061/(ASCE)0733-9372(2005)131:9(1239).

[2] BORMANS M, LENGRONNE M, BRIENT L, et al. Cylindrospermopsin accumulation and release by the benthic cyanobacterium Oscillatoria sp. PCC 6506 under different light conditions and growth phases[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2014, 92(2): 243-247. DOI:10.1007/ s00128-013-1144-y.

[3] 許川, 舒為群. 微囊藻毒素污染狀況、檢測及其毒效應(yīng)[J]. 國外醫(yī)學(xué)(衛(wèi)生學(xué)分冊), 2005, 32(1): 56-60. DOI:1001-1226(2005)01-0056-05.

[4] DAI R, WANG P, JIA P, et al. A review on factors affecting microcystins production by algae in aquatic environments[J]. World Journal of Microbiology and Biotrchnolgy, 2016, 32(3): 1-7. DOI:10.1007/s11274-015-2003-2.

[5] LIU Y, CHEN W, LI D, et al. Cyanobacteria-/cyanotoxincontaminations and eutrophication status before Wuxi Drinking Water Crisis in Lake Taihu, China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2011, 23(4): 575-581. DOI:10.1016%2fS1001-07-42(10)60450-0.

[6] ZHANG D, PING X, CHEN J. Effects of temperature on the stability of microcystins in muscle of fish and its consequences for food safety[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2010, 84(2): 202-207. DOI:10.1007/s00128-009-9910-6.

[7] 謝平. 微囊藻毒素對人類健康影響相關(guān)研究回顧[J]. 湖泊科學(xué), 2009, 21(5): 603-613. DOI:10.3321/j.issn:1003-5427.2009.05.001.

[8] 俞順章, 趙寧, 資曉林, 等. 飲水中微囊藻毒素與我國原發(fā)性肝癌關(guān)系的研究[J]. 復(fù)旦學(xué)報(醫(yī)學(xué)科學(xué)版), 2001, 23(2): 96-99. DOI:10.3760/j.issn:0253-3766.2001.02002.

[9] 熊筱璐, 韓曉冬, 曾莉. 微囊藻毒素毒性機制研究進展[J]. 中國公共衛(wèi)生, 2015, 31(2): 238-241. DOI:10.11847/zgggws2015-31-02-32.

[10] SHARMA V K, TRIANTIS T M, ANTONIOU M G, et al. Destruction of microcystins by conventional and advanced oxidation processes: a review[J]. Separation and Purification Technology, 2012, 91(3): 3-17. DOI:10.1016/j.seppur.2012.02.018.

[11] 王小寧, 楊玉璽, 宗萬松. 微囊藻毒素生物毒性作用機制與調(diào)控策略的研究進展[J]. 環(huán)境污染與防治, 2015, 37(6): 90-93. DOI:10.15985/j.cnki.1001-3865.2015.06.017.

[12] GORCHEV H G, OZOLINS G. WHO guidelines for drinking-water quality[M]//World Health Organization, 2004: 104-108.

[13] Federal-Provincial Committee on Environmental and Occupational Health. Guidelines for canadian drinking water quality[S].

[14] 中國科學(xué)院水生生物研究所. 水中微囊藻毒素的測定: GB/T 20466—2006[S]. 北京: 中國標準出版社, 2006.

[15] 李秋霞, 劉輝, 蔡超海, 等. 超高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法同時檢測生活飲用水中7 種微囊藻毒素[J]. 華南預(yù)防醫(yī)學(xué), 2015, 41(6): 593-595. DOI:10.13217/j.scjpm.2015.0593.

[16] 聶晶晶, 李元, 李琴, 等. 微囊藻毒素檢測方法的研究進展[J]. 中國環(huán)境監(jiān)測, 2007, 23(2): 43-48. DOI:10.3969/j.issn.1002-6002.2007.02.012.

[17] 譚瑤, 舒為群, 邱志群. 生物樣本中微囊藻毒素檢測方法的研究進展[J]. 環(huán)境衛(wèi)生學(xué)雜志, 2014, 4(1): 93-98. DOI:10.13421/j.cnki. hjwsxzz.2014.01.016.

[18] 楊振宇. 水和水產(chǎn)品中微囊藻毒素的檢測方法研究[D]. 上海: 復(fù)旦大學(xué), 2010: 9-12.

[19] 李津津, 黃燕, 楊德草. 毛細管電泳技術(shù)在中藥研究方面的應(yīng)用情況分析[J]. 當代醫(yī)藥論叢, 2014, 12(4): 147-149. DOI:10.3969/ j.issn.2095-7629.2014.04.124.

[20] 王百木, 劉昌云. 毛細管電泳技術(shù)在視頻檢測中的應(yīng)用[J]. 中國調(diào)味品, 2011, 36(7): 24-29. DOI:10.3969/j.issn.1000-9973.2011.07.007.

[21] 鄧延倬, 何金蘭. 高效毛細管電泳[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 1996: 124-127.

[22] 蔣曉穎. 用于環(huán)境分析的毛細管電泳方法及應(yīng)用研究[D]. 上海:華東師范大學(xué), 2014: 26-38.

[23] 歐婉露, 李玉娟, 石冬冬, 等. 非水毛細管電泳法測定藤黃中藤黃酸的含量[J]. 色譜, 2015, 33(2): 152-157. DOI:10.3724/SP.J.1123.2014.11006.

[24] 孫睿華. 微囊藻毒素的高效液相色譜測定法若干問題的探討[J]. 環(huán)境與健康雜志, 2015, 32(5): 448-449. DOI:10.16241/ j.cnki.1001-5914.2015.05.021.

[25] ALNBIN M, GROSSMAN P D, MORING S E. Sensitivity enhancement for capillary electrophoresis[J]. Analytical Chemistry. 1993, 65(10): 489A-497A. DOI:10.1021/ac00058a720.

Comparison of HPLC and CE for Estimation of Microcystins in Drinking Water Sources

WANG Yang1,2, XU Mingfang1,2,*, ZENG Xiaocong3, GENG Mengmeng1, LI Ming1, CHEN Gengnan1
(1. College of Life Science and Technology, Jinan University, Guangzhou 510632, China; 2. Research Center of Emergency Management, Jinan University, Guangzhou 510632, China; 3. Guangdong Provincial Institute of Food Inspection, Guangdong Provincial Wine Testing Center, Guangzhou 510435, China)

A new method for the detection of trace amounts of microcystins (MCs) in drinking water sources by capillary electrophoresis (CE) coupled with ultraviolet/visible light diode array detector (DAD) system was established and compared with the high performance liquid chromatography (HPLC) described in the Chinese standard method (GB/T 20466—2006). CE detection conditions were determined as follows: an uncoated fused-silica capillary tube (60 cm × 75 μm i.d.) with effective length of 44 cm as stationary phase, 12 mmol/L sodium borate solution (pH 9.0) as running buffer, separation voltage of 25 kV, sample injection under 6 895 Pa for 5 s, and detection wavelength of 238 nm. The HPLC method was performed with a C18chromatographic column (250 mm × 4.6 mm i.d., 5 μm) using methanol: phosphate buffer solution (60:40, V/V) as mobile phase at a flow rate of 1 mL/min. The column temperature was set at 35 ℃, and the analyte was detected at 238 nm. The limits of detection (LOD) of the CE method for MC-RR, MC-LR and MC-YR were 0.16, 0.20 and 0.24 μg/mL, and those of the HPLC method were 0.020, 0.079, and 0.052 μg/mL, respectively. The sensitivity of the two methods differed by 1 order of magnitude. The recoveries of the CE and HPLC methods for three MCs were in range of 92.5%–106.0% and 99.6%–102.5%, respectively. The corresponding relative standard deviations (RSDs) of retention time and peak area were 0.53%–0.64% and 2.67%–3.29% for CE and 0.16%–0.53% and 0.80%–1.53% for HPLC, respectively. For the same water sample, the MCs content determined by CE was not significantly different from that determined by HPLC (P ＞ 0.05).

capillary electrophoresis (CE); high performance liquid chromatography (HPLC); microcystins (MCs); detection

10.7506/spkx1002-6630-201622032

X824

A

1002-6630（2016）22-0210-06

王陽, 徐明芳, 曾曉琮, 等. CE和HPLC測定水源水體中微囊藻毒素方法比較[J]. 食品科學(xué), 2016, 37(22): 210-215. DOI:10.7506/spkx1002-6630-201622032. http://www.spkx.net.cn

WANG Yang, XU Mingfang, ZENG Xiaocong, et al. Comparison of HPLC and CE for estimation of microcystins in drinking water sources[J]. Food Science, 2016, 37(22): 210-215. (in Chinese with English abstract) DOI:10.7506/spkx1002-6630-201622032. http://www.spkx.net.cn

2016-05-26

暨南大學(xué)應(yīng)急管理研究中心重大項目（JD2015008）；廣東省科技計劃項目（2009B011300003）作者簡介：王陽（1991—），女，碩士研究生，研究方向為飲用水中微囊藻毒素檢測以及安全標準。

E-mail：wangyang5221@126.com

*通信作者：徐明芳（1962—），女，教授，博士，研究方向為食品特性鑒定與分離技術(shù)、生物反應(yīng)器工程。

E-mail：xumingfang@jnu.edu.cn