水質丁基黃原酸測定難點探討

夏 勇，王海燕，劉 鑫，林 武

攀枝花市環境監測中心站，四川 攀枝花 617000

黃藥，即黃原酸鹽，按其化學組成也可稱為烴基二硫代碳酸鹽，結構通式為RO-C-SSMe(R為烴基，Me為Na+或K+)，一般由醇、苛性堿(氫氧化鈉或氫氧化鉀)及二硫化碳合成。因此，按照合成使用的苛性堿不同，黃藥分為鉀黃藥和鈉黃藥兩大類。根據合成使用的醇不同，黃藥又有不同的品種，常見的有乙基、丙基、異丙基、正丁基、異丁基、戊基、異戊基黃藥，這些黃藥在國內均有生產和使用。黃藥主要用作金屬硫化物礦石的浮選收集劑，也常用于橡膠的硫化[1]。

黃藥的環境效應不容忽視。黃藥具有惡臭，硫化礦的選礦廢水中即使只殘存極少量的黃藥，仍能使尾礦水及周圍空氣產生異臭。含有黃藥的選礦廢水大量排放時，還可使受納水體變臭。在水中，黃藥會抑制多種水生生物的生長，使魚類餌料減少，生長緩慢。另外，黃藥還對一些魚類和蛙類具有致畸性和致死性[2]。如丁基黃原酸鈉對草魚胚胎具有強烈的致畸作用，畸形的主要癥狀為彎體和體表瘤狀贅生物[3]。長期毒性試驗表明，1 mg/L的戊基鉀黃藥可導致紅鱒死亡[4]。根據浮選藥劑對魚和水蚤類的毒性排名[5]，丁基黃藥、異戊基黃藥屬于中等毒性物質，乙基黃藥屬于強毒性物質。黃藥對動物和人的危害主要表現為使神經系統和肝臟器官受害，且其在微酸條件下能分解出具有神經毒性的二硫化碳，二硫化碳可通過血液進入大腦，使神經系統產生病癥，能對造血系統產生不良影響，還會引起肌肉痛、情緒不穩定、食欲不振、高血壓等[6]。

丁基黃藥的水解產物丁基黃原酸被中國《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)列為集中式生活飲用水地表水源地水質特定監測項目，限值為0.005 mg/L；也被《生活飲用水衛生標準》(GB 5749—2006)列為生活飲用水水質參考指標，限值為0.001 mg/L。然而，丁基黃藥僅是黃藥中的一種，其他黃藥的環境危害也不容忽視。目前，水質丁基黃原酸分析過程中存在丁基黃原酸及其鹽概念混淆，工業品中共存黃藥干擾丁基黃原酸測定，樣品采集及保存階段目標物不穩定易分解，部分分析方法前處理階段目標物易損失，一些分析方法選擇性不好等技術難點。筆者結合實驗對水質丁基黃原酸測定中容易出現的問題及應該注意的事項進行介紹，以期為水質丁基黃原酸的準確測定提供參考。

1 概念混淆

概念的混淆主要表現在混淆丁基黃原酸及其鹽。丁基黃原酸是丁基黃藥的水解產物，被《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)和《生活飲用水衛生標準》(GB 5749—2006)納入了監測范疇。但這2個國家標準中并沒有明確丁基黃原酸以何種分子式表示?！渡铒嬘盟畼藴蕶z驗方法 有機物指標》(GB/T 5750.8—2006)中丁基黃原酸標液的配制敘述如下：“丁基黃原酸標準儲備溶液〔ρ(C4H9OCSSH)=100 μg/mL〕：稱取0.027 8 g丁基黃原酸鉀(C4H9OCSSK，含量為90%)，置于250 mL容量瓶內，加3滴氫氧化鈉溶液，用純水溶解，定容”?？梢?，這里的配制過程明確指出丁基黃原酸是以C4H9OCSSH計。按照該過程配制出來的丁基黃原酸鉀(C4H9OCSSK)濃度為100 μg/mL，而通過折算丁基黃原酸(C4H9OCSSH)的實際濃度為79.8 μg/mL。這里便混淆了丁基黃原酸及其鹽。后面出臺的幾個行業標準分析方法[7-9]也明確丁基黃原酸是以C4H9OCSSH計，在配制過程中區分了丁基黃原酸及其鹽，并考慮了兩者之間的換算關系。因此，在使用《生活飲用水標準檢驗方法 有機物指標》(GB/T 5750.8—2006)測定丁基黃原酸時要注意丁基黃原酸標準儲備液的配制問題。另外，建議《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)和《生活飲用水衛生標準》(GB 5749—2006)中明確丁基黃原酸以C4H9OCSSH計。

2 樣品采集和保存

丁基黃原酸不穩定，有效保存樣品是丁基黃原酸監測的重要環節之一。目前，USEPA、ISO、歐盟和日本的有關質量標準和排放標準中，沒有丁基黃原酸這一控制指標，也沒有查到相關標準分析方法。中國的丁基黃原酸標準分析方法詳見表1。

表1 國內標準分析方法中有關丁基黃原酸測定的水樣采集和保存規定Table 1 Regulations about sample collection and preservation in the determination of butylxanthic acid in water according to the national standard methods

《生活飲用水標準檢驗方法 有機物指標》(GB/T 5750.8—2006)并未指明采樣瓶材質、保存條件和保存時間。后來頒布的幾個行業標準分析方法[7-9]都逐步完善，明確了樣品采集和保存等細節。幾個行業標準不一致的地方主要集中在采集到的水樣酸堿度調節到什么程度以及樣品保存期。僅在調節pH、避光冷藏保存條件下，樣品在保存期上的差異可能是由于考察保存期的樣品供試濃度高低差異造成的。對于一個未知樣品，在無法判斷其丁基黃原酸濃度大小的情況下，建議采集后盡快分析，最長不超過1 d。針對樣品保存酸堿度問題，包括《水質 丁基黃原酸的測定 吹掃捕集/氣相色譜-質譜法》(HJ 896—2017)以及《水質 丁基黃原酸的測定 液相色譜-三重四極桿串聯質譜法》(HJ 1002—2018)在內的標準和文獻[1,10]中都表明弱堿性環境更有利于丁基黃原酸的保存。

3 樣品前處理

《水質 丁基黃原酸的測定 紫外分光光度法》(HJ 756—2015)樣品前處理過程中明確指出，采集的待測樣品混濁或者含有不溶物質，需過孔徑為0.45 μm濾膜，但并未指出使用什么材質的濾膜。有研究[11-12]表明，對于有機物分析，濾膜材質的選擇極其重要，選擇不當將會導致分析結果呈假陽(陰)性。朱紅霞等[13]考察了混合纖維、聚醚砜、尼龍和聚四氟乙烯(PTFE)4種材質濾膜對丁基黃原酸回收率的影響，結果表明，混合纖維、聚醚砜和PTFE這3種材質的濾膜對丁基黃原酸的測定影響不大?！端| 丁基黃原酸的測定 液相色譜-三重四極桿串聯質譜法》(HJ 1002—2018)[9]起草單位曾考察了聚醚砜、尼龍、玻璃纖維、親水性聚丙烯和PTFE濾膜對丁基黃原酸測定的影響，結果表明，玻璃纖維濾膜、親水性聚丙烯濾膜和PTFE濾膜待測物通過率為90%～110%，聚醚砜濾膜待測物通過率為70%～80%，而尼龍濾膜待測物通過率為10%左右，因此推薦選擇孔徑為0.22 μm的玻璃纖維濾膜、親水性聚丙烯濾膜和PTFE濾膜過濾樣品。綜合來看，前述2個研究均表明PTFE材質濾膜對丁基黃原酸分析影響小，應成為過濾的首選材質。

4 物質純度

物質的純度是準確定量分析的基礎。黃原酸鹽合成所需的醇中可能含有其他雜質醇，最終會導致合成的這種黃原酸鹽中存在雜質黃原酸鹽。BARNES等[14]考察了幾種商品化黃原酸鹽的純度，見圖1。

圖1 部分商品化黃原酸鹽及其雜質[14]Fig.1 Impurities in some commercially available butylxanthates[14]

由圖1可見，單一品種的工業級黃原酸鹽中仍然含有少量其他共存黃原酸鹽。如所考察的正丁基黃原酸鹽實際含量為69%，共存有16%的異丁基黃原酸鹽，8%的丙基黃原酸鹽和7%的乙基黃原酸鹽。筆者利用超高效液相色譜三重四極桿串聯質譜儀對國內某選礦藥劑廠生產的工業級丁基黃藥水解產物及其共存黃原酸進行定性分析(圖2)，并與幾種烴基黃原酸的標準譜圖(圖3)進行比較。

圖2 工業丁基黃藥中烴基黃原酸的總離子流Fig.2 TIC chromatograms of alkyl xanthic acid in commercially butyl xanthate

圖3 烴基黃原酸標準液的總離子流Fig.3 TIC chromatograms of alkyl xanthic acid standard samples

實驗所用分離條件如下：色譜柱為Waters ACQUITY UPLC BEH C18(50 mm×2.1 mm，1.7 μm)，流動相A為乙腈，流動相B為氨水溶液(pH約為9.5)，初始比例為5%的A，保持0.5 min，1 min內升高到95%，保持0.5 min，0.5 min內降為5%，保持1 min，流速為0.3 mL/min，柱溫為35 ℃。實驗結果表明，該工業級丁基黃藥水解產物中未檢測到乙基黃原酸、丙基黃原酸、異丙基黃原酸和戊基黃原酸。然而，在丁基黃原酸(保留時間為0.90 min)的附近出現一個峰，保留時間為0.98 min(圖2)，該峰是采用丁基黃原酸的質譜分析參數獲得，并且保留時間與丁基黃原酸保留時間(0.90 min)非常接近。筆者利用質譜儀分析丙基黃原酸和異丙基黃原酸母離子和子離子的時候，發現兩者具有相同的定性定量離子對。據此推測該工業品中丁基黃原酸附近出現的峰可能是其同分異構體(如異丁基黃原酸)的峰。因此，水質丁基黃原酸的監測需要選擇性好的分析方法。

5 丁基黃原酸常用分析方法

5.1 銅試劑亞銅分光光度法

銅試劑亞銅分光光度法是《生活飲用水標準檢驗方法 有機物指標》(GB/T 5750.8—2006)及《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)中指定的分析方法。其原理是在pH為5.2的鹽酸羥胺還原體系中，將銅離子還原成亞銅離子。水中的丁基黃原酸與亞銅離子生成黃原酸亞銅后被環己烷萃取。黃原酸亞銅再與銅試劑作用，生成橙黃色銅試劑亞銅，于436 nm處定量測定。筆者通過實驗考察了該方法的選擇性。具體是分別以乙基黃原酸、丙基黃原酸、異丙基黃原酸和戊基黃原酸代替丁基黃原酸，并按照銅試劑亞銅分光光度法進行分析，最后利用紫外可見分光光度計在350～500 nm波長范圍內掃描最終產物的吸收光譜，如圖4所示。

圖4 銅試劑亞銅法所得終產物的吸收光譜Fig.4 UV-Vis spectra of end-products formed by sodium diethyldithiocarbamate cuprous method

結果表明，除乙基黃原酸和丙基黃原酸外，異丙基黃原酸和戊基黃原酸按照銅試劑亞銅分光光度法所得終產物與丁基黃原酸按照銅試劑亞銅分光光度法所得終產物最大吸收波長均在436 nm處。由此可見，利用銅試劑亞銅分光光度法測定丁基黃原酸時，異丙基黃原酸和戊基黃原酸將會干擾測定。

5.2 紫外分光光度法

丁基黃原酸在波長為301 nm處有最大吸收峰。當pH<2時，丁基黃原酸完全分解，同時吸收峰消失。通過酸分解前后吸光度之間的差值可以得出丁基黃原酸的濃度。目前，該法也有相應的環境保護標準分析方法出臺[7]。筆者通過實驗表明，丁基黃原酸、乙基黃原酸、丙基黃原酸、異丙基黃原酸和戊基黃原酸均在301 nm處有最大吸收峰，且酸分解后該吸收峰均消失，見圖5。因此，乙基黃原酸、丙基黃原酸、異丙基黃原酸和戊基黃原酸會干擾丁基黃原酸的測定。此外，賀心然等[15]研究表明，亞硫酸鹽、連二硫酸鹽、偏亞硫酸氫鹽在301 nm處沒有吸收峰，但是在加酸酸化后生成的二氧化硫在301 nm處有吸收峰，也給測定帶來干擾。

圖5 烴基黃原酸分解前后紫外吸收光譜Fig.5 UV spectra of alkyl xanthic acid before and after decomposition by acid

5.3 氣相色譜法/氣相色譜質譜法

水中丁基黃原酸在酸性條件下分解產生CS2，通過氣相色譜或氣相色譜質譜測定CS2可間接測定丁基黃原酸含量。栗穎明等[16]率先利用該性質建立了頂部空間氣相色譜測定水中丁基黃原酸的方法。該法是以注射器為反應器，將一定量的水樣注入該注射器，再加入硫酸，接著抽吸一定體積空氣形成頂部空間，用堵頭密封該注射器，搖勻后70 ℃水浴加熱1.5 h，最后吸取該注射器頂部空間的部分平衡蒸汽注入氣相色譜，火焰光度檢測器檢測，最低檢測濃度為0.3 μg/L。楊麗莉等[17]利用頂空-氣相色譜-質譜聯用儀間接測定了水中丁基黃原酸。與傳統的分光光度法相比，該法簡便、快捷，丁基黃原酸在0.010～1.00 mg/L范圍內線性良好，樣品加標回收率為95.1%～100.6%，相對標準偏差為3.1%～6.5%，方法檢出限為0.002 mg/L。該課題組[18]也利用吹掃捕集/氣相色譜-質譜聯用儀間接測定了丁基黃原酸，該法在0.25～10.0 μg/L范圍內線性良好，樣品加標回收率為98.3%～105%，相對標準偏差為5.92%～10.7%，方法檢出限為0.07 μg/L，比頂空法靈敏度更高。然而，烴基黃原酸酸分解后均能產生CS2，因此，利用CS2間接測定是不能區分烴基黃原酸的。另外，《水質 丁基黃原酸的測定 吹掃捕集/氣相色譜-質譜法》(HJ 896—2017)指出，吹掃捕集/氣相色譜-質譜法不適合含鹽量高于25 g/L的高鹽工業廢水及存在代森鋅(錳)類農藥或二乙基二硫代氨基甲酸鹽(如銅試劑)等物質水樣丁基黃原酸的測定。

綜上，當水樣檢出丁基黃原酸時，銅試劑亞銅分光光度法、紫外分光光度法、氣相色譜/氣相色譜質譜間接測定法在選擇性方面均難以滿足丁基黃原酸準確測定的要求，還需采用其他方法進一步確認。

5.4 離子色譜法

目前報道的測定丁基黃原酸的離子色譜法主要有2種方式，一種是離子色譜電導檢測法，一種是離子色譜紫外檢測法。由于《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)和《生活飲用水衛生標準》(GB 5749—2006)中對丁基黃原酸的限值較為嚴格。因此，在采用離子色譜法測定水中丁基黃原酸時通常要采取大體積進樣方式來降低方法檢出限。方黎等[10]以IonPac AS20柱為分離柱，30 mmol/L NaOH為淋洗液，1.0 mL/min流速，電導檢測器檢測丁基黃原酸。當進樣1 mL時，丁基黃原酸在5～200 μg/L濃度范圍呈良好線性關系，方法檢出限為2.0 μg/L。李仁勇[19]采用IonPac AS16柱為分離柱，125 mmol/L NaOH為淋洗液，0.5 mL/min流速，301 nm紫外檢測丁基黃原酸。當進樣500 μL時，丁基黃原酸在0.5～1 000 μg/L寬濃度范圍呈良好線性關系，方法檢出限為0.1 μg/L，達到或者優于一些色譜質譜法[9,17]的檢出限，而且在8 min內就可以完成分離，常見共存陰離子并不干擾測定。然而，這些方法中都沒有考察其他黃原酸的干擾問題。朱紅霞等[20]以IonPac AS20柱為分離柱，采用多步梯度淋洗方式分離了水中乙基黃原酸鉀、異丙基黃原酸鉀、丁基黃原酸鉀、異丁基黃原酸鉀、戊基黃原酸鉀和異戊基黃原酸鉀6種黃原酸鹽。進樣500 μL時，丁基黃原酸鹽的檢出限為0.003 mg/L。但該法中需要淋洗液發生器能支持多步梯度，而一些水質監測部門配備的離子色譜儀淋洗液發生器并不支持多步梯度淋洗。筆者嘗試采用等度淋洗方式對常見烴基黃藥進行分離，具體是以IonPac AS20柱為分離柱，40 mmol/L KOH等度淋洗，1.0 mL/min流速，電導檢測，色譜圖見圖6。結果表明，所選實驗條件下，常見陰離子(氟離子、氯離子、硫酸根、硝酸根、磷酸根)，乙基黃原酸，丙基黃原酸，異丙基黃原酸，戊基黃原酸并不干擾丁基黃原酸的測定。特別需要說明的是，由于實驗條件限制，并沒有考察異丁基黃原酸和異戊基黃原酸對丁基黃原酸的干擾。

注：峰a.異丙基黃原酸；峰b.乙基黃原酸；峰c.丙基黃原酸；峰d.丁基黃原酸；峰e.戊基黃原酸。圖6 烴基黃原酸離子色譜Fig.6 Ion chromatograms of alkyl xanthic acid

5.5 液相色譜法

黃原酸根極性較強，在非極性色譜柱上保留較弱，有可能會受基質的干擾。為解決黃原酸根保留弱的問題，ZHOU等[21]采取柱前衍生的方法將其轉化成雙黃原酸或者金屬絡合物，使其電荷部分屏蔽，極性減弱，疏水性增強，這些分子在常見的反相固定相上就有適中的吸附力。同時，由于分子基團和分子間碳原子數差別增大而有利于色譜分離。但研究表明，無論是借助雙黃原酸或金屬絡化物，所得到的不只是這些黃原酸各自形成的、碳鏈對稱的色譜峰，而且伴有交錯形成的非對稱碳鏈的色譜峰，致使色譜圖變得很復雜，需要復雜的計算過程進行分析。近年來，也有利用反相液相色譜直接進樣分析丁基黃原酸的報道。彭濤等[22]采用直接進樣-超高效液相色譜分離-紫外吸收檢測方式測定了地表水中丁基黃原酸。該法以0.050 mol/L乙酸銨溶液(pH用氨水調至約9.5)∶乙腈=80∶20等度洗脫，Waters ACQUITY UPLC BEH C18色譜柱(50 mm×2.1 mm，1.7 μm)分離，301 nm為檢測波長，進樣10 μL時，丁基黃原酸在0.5～20.0 μg/L濃度范圍內線性良好，方法檢出限為0.8 μg/L，2 min內就可以完成一個樣品分析。張凌云[23]以Agilent ZONREAX Bonus-RP(150 mm×4.6 mm，5 μm)為液相色譜柱，采取與文獻[22]同樣的流動相和檢測波長，進樣30 μL時，丁基黃原酸在2～100 μg/L濃度范圍內線性良好，方法檢出限為0.7 μg/L。圖5表明，烴基黃原酸在301 nm處均有最大吸收波長，而前述2個直接進樣液相色譜分析方法并沒有討論在所選色譜分離條件下其他烴基黃原酸對丁基黃原酸分析的干擾。筆者采用文獻[22]報道的色譜分離條件，考察該色譜分離條件下烴基黃原酸的分離情況，流動相為20%乙腈-80% 0.05 mol/L乙酸銨溶液(pH為9.5)。由于實驗室設備僅配備了質譜檢測器，沒有配備紫外檢測器，于是采用質譜檢測方式，結果見圖7。

圖7 烴基黃原酸總離子流Fig.7 TIC chromatograms of alkyl xanthic acid

同時，保持文獻[22]其他色譜分離條件不變，將流動相中的乙酸銨溶液換成pH相同的氨水溶液，即流動相為20%乙腈-80%氨水溶液(pH為9.5)。并在此條件下采集幾種烴基黃原酸的總離子流圖，見圖8。

圖8 等度洗脫模式下的烴基黃原酸總離子流Fig.8 TIC chromatograms of alkyl xanthic acid achieved by isocratic elution program

將圖7與圖8對比，可知流動相中乙酸銨的加入抑制了烴基黃原酸的質譜信號且峰型不理想，但保留時間分布還是有較大區別，可見文獻[22]的分析條件下，乙基黃原酸、丙基黃原酸、異丙基黃原酸和戊基黃原酸并不干擾丁基黃原酸的測定。但從丙基黃原酸和異丙基黃原酸的保留時間分布區域來看，兩者保留時間位于同一區域。而圖8顯示，氨水溶液(pH為9.5)∶乙腈=80∶20等度洗脫模式下，幾種烴基黃原酸的保留時間都很短，且丙基黃原酸和異丙基黃原酸的保留時間相同，丁基黃原酸和戊基黃原酸的保留時間也相同。對比圖8與圖2可以發現，圖2中工業品丁基黃原酸峰旁邊出現的峰(保留時間為0.98 min)并沒有在圖8中出現?？梢?，氨水溶液(pH為9.5)∶乙腈=80∶20等度洗脫模式下，丁基黃原酸的紫外吸收檢測會受到圖2中保留時間(0.98 min)對應物質的干擾以及戊基黃原酸的干擾。

5.6 液相色譜質譜法

近年來，液相色譜質譜儀因其靈敏度高、選擇性好等優點發展相當迅速，并且隨著環境監測部門儀器裝備水平的提高，在環境監測和分析領域應用廣泛[24-26]。楊坪[27]率先將液相色譜-質譜應用于丁基黃原酸的測定，該法直接進樣20 μL，丁基黃原酸在0.05～100 μg/L范圍內線性良好，方法檢出限為0.05 μg/L，加標濃度為0.05～100 μg/L時，相對標準偏差<4%，回收率為89%～107%。劉景泰等[28]利用超高效液相色譜質譜測定了地表水中丁基黃原酸。該法以氨水溶液(pH約為9.5)∶乙腈=80∶20等度洗脫，Waters ACQUITY UPLC BEH C18色譜柱(50 mm×2.1 mm，1.7 μm)分離，三重四極桿串聯質譜多級反應監測模式分析，當直接進樣10 μL時，丁基黃原酸在0.5～50.0 μg/L濃度范圍內線性良好，方法檢出限為0.2 μg/L，空白樣品中加標2.0 μg/L丁基黃原酸，回收率為90%以上。目前，《水質 丁基黃原酸的測定 液相色譜-三重四極桿串聯質譜法》[9]已頒布實施。該方法中流動相A為乙腈，流動相B為氨水溶液(pH約為9.5)，乙腈初始比例為20%，保持1.5 min，1 min內升高到90%，保持1 min，0.5 min內降為20%，保持2 min。筆者采用《水質 丁基黃原酸的測定 液相色譜-三重四極桿串聯質譜法》[9]中的分離條件考察了幾種烴基黃原酸的分離情況，結果見圖9。

圖9 梯度洗脫模式下的烴基黃原酸總離子流Fig.9 TIC chromatograms of alkyl xanthic acid achieved by gradient elution program

在此分離條件下，丁基黃原酸、戊基黃原酸色譜行為一致，保留時間均為0.56 min，出峰較快，事實上丁基黃原酸和戊基黃原酸色譜峰出完時，流動相還是20%A～80%B等度，即幾種烴基黃原酸色譜分離時并沒有發揮梯度洗脫的作用。筆者對該方法中的流動相梯度進行改進。在改進的流動相梯度下，目標物丁基黃原酸與乙基黃原酸、丙基黃原酸、異丙基黃原酸和戊基黃原酸得到了很好的分離。對比圖9與圖2中的丁基黃原酸總離子流圖還可以發現，圖2中工業品丁基黃原酸峰旁邊出現的峰(保留時間0.98 min)并沒有在圖9中出現，由此看來，《水質 丁基黃原酸的測定 液相色譜-三重四極桿串聯質譜法》[9]中的流動相分離條件也不能將圖2中保留時間為0.98 min對應的物質與丁基黃原酸分離開。鑒于丁基黃原酸在反相固定相上保留弱，且易受到共存黃原酸干擾等問題，筆者推薦采用梯度方法進行液相色譜分離，初始流動相組成中有機相比例不宜過高，以增強丁基黃原酸在反相固定相上的保留。另外，液相色譜質譜分析中很容易受到樣品基質的干擾，使得待測物信號受到抑制或增強。因此，復雜基體中丁基黃原酸的分析仍是液相色譜質譜分析法面臨的難點。

6 總結及展望

正確區分丁基黃原酸及其鹽，有效保存樣品，采用低損失的前處理方法以及選擇性好的分析儀器，有利于提高丁基黃原酸測定的準確性。建議《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)和《生活飲用水衛生標準》(GB 5749—2006)中明確丁基黃原酸以C4H9OCSSH計。水樣采集后應調節pH至9～10，并盡快分析，最長不超過1 d。水樣過濾首選PTFE材質濾膜。當水樣檢出丁基黃原酸時，銅試劑亞銅分光光度法、紫外分光光度法、氣相色譜/氣相色譜質譜間接測定法在選擇性方面均不能滿足丁基黃原酸準確測定的要求，需要借助液相色譜質譜法、離子色譜法以及液相色譜法等方法進一步確認。

通過對水質丁基黃原酸測定難點探討，展望未來發展趨勢如下：

1)高純度丁基黃原酸標準品以及配套內標物質的研制。

2)標準文件以及標準分析方法本身需再完善，尤其是復雜基體情況下分析方法選擇性和靈敏度的提升。

3)低損失的丁基黃原酸樣品富集技術的研究，以滿足水質丁基黃原酸監測對靈敏度的需要。

4)液相色譜質譜法、離子色譜法以及液相色譜法操作簡便、選擇性好、靈敏度高，在水質丁基黃原酸測定方面具有更好的應用前景。分光光度法、氣相色譜/氣相色譜質譜間接測定法與液相色譜質譜法、離子色譜法、液相色譜法配合使用將是提升水質丁基黃原酸監測準確性的重要途徑之一。

致謝：感謝攀枝花市環境監測中心站陳美芳教授級高級工程師和四川省生態環境監測總站趙云芝高級工程師對研究工作的指導。