辛基功能化離子液體鍵合硅膠固相萃取海水中貝類毒素的方法研究

孫曉杰　丁海燕　譚杰　邢鈞　郭萌萌　邢麗紅　李兆新　翟毓秀

摘 要 貝類毒素（Shellfish toxins）是重點監控的海洋污染物。本研究通過將辛基功能化離子液體接枝到硅膠表面，制備了一種混合模式的共價鍵合硅膠材料 （Silica-[SOIM＼][PF6＼]），利用紅外光譜、核磁共振和元素分析進行了表征。采用自制材料填制固相萃取柱，通過固相萃取-液相色譜-質譜聯用（SPE-LC-MS/MS）技術對海水中貝類毒素（大田軟海綿酸毒素（OA）、鰭藻毒素-1 （DTX-1）和鰭藻毒素-2 （DTX-2））進行富集檢測。研究發現，此固相萃取材料與目標貝類毒素可能存在疏水作用和離子交換作用等多重相互作用。分別對進樣溶液的體積和pH值、淋洗劑和洗脫劑的種類、用量以及pH值范圍等因素進行了優化。結果表明，此固相萃取材料對海水中3種貝類毒素具有良好的萃取效果，優于或與商用化萃取材料性能相當，檢出限（LOD）為0.01 μg/L，定量限（LOQ）為0.05 μg/L，在0.02～2.50 μg/L范圍內線性關系良好（R2>0.995），回收率在93.0%～116%之間。同時，材料具有良好的重現性，批內和批間的相對標準偏差均小于15%。本方法準確、靈敏、簡便、可靠，可用于實際樣品中貝類毒素的萃取檢測。

關鍵詞 離子液體; 固相萃取; 混合模式; 貝類毒素; 海水

1 引 言

我國是世界上最大的貝類養殖國。海洋中有毒微藻或微生物產生的貝類毒素，可污染海洋水體和海洋生物，并主要在雙殼貝類中富集，可經食物鏈濃縮放大上萬倍，最終危害人類的生存和健康[1～5]。貝類毒素已成為發達國家制定貿易和技術壁壘的重要指標。歐盟指令（EC）No.15/2011規定小鼠生物法測定貝類毒素含量作為官方標準于2014年以后停用，液相色譜-串聯質譜法（LC-MS/MS）作為取代方法，可對單個組分分別進行定性和定量分析，已成為監測貝類毒素的重點發展方法[6～12]，并建立了相應的檢測標準[13]。然而，由于貝類毒素結構復雜、種類較多，提取富集等前處理技術成為限制其準確定量分析的主要瓶頸。為更好地評價貝類毒素對海洋生態的影響，監控赤潮等有毒藻類爆發，保障貝類等水產品的質量安全，亟需開發更有效的前處理方法和更靈敏的檢測技術。

固相萃取是復雜樣品富集凈化的常用前處理技術，目前，用于污染物富集純化的商用固相萃取柱與萃取對象作用模式單一。針對復雜樣品中的多種組分分別提取純化，步驟繁多， 耗時費力， 成本較高，同時耗用大量有機試劑，造成嚴重環境污染。因此，亟需研發含多種官能團的混合模式固相萃取材料，實現對樣品中復雜多組分同時富集純化， 提高分離檢測效率。離子液體（Ionic liquids， ILs）是一種新型的萃取材料，憑借良好的熱穩定性、低可燃性、不易揮發及低毒性等優點被廣泛用于色譜樣品的前處理[14，15]。經過多年研究，離子液體色譜材料的選擇性能得到了逐步改善。將離子液體鍵合固定到載體上，可得到具有離子液體功能結構的固相萃取（Solid phase extraction， SPE）新材料。目前，固定化的離子液體多用于液相色譜柱[16～18]、氣相色譜柱[19，20]及毛細管電色譜柱[21，22]的固定相，極少作為固相萃取吸附劑使用。Tian等[23] 于2009年首先提出了離子液體固相吸附劑的研究方案，與離子液體-液液萃取相比，可有效克服離子液體粘度大、不易操作等缺點，同時增大了被分離物質與離子液體的接觸面積，在痕量組分的分離富集中具有良好的應用前景。固定化離子液體的相關研究起步較晚，主要用于萃取分離常見有機污染物[24，25]。離子液體固相萃取材料可在保留原有固相載體性質的基礎上，同時發揮離子液體的特異選擇性。另外，萃取材料可再生重復利用，將有效減少離子液體的使用量，增加萃取材料的使用率，降低前處理成本。因而，制備新型的離子液體固相萃取材料，是發展高效萃取技術的重要途徑之一。

本研究通過接枝方法將辛基功能化離子液體固定到硅膠載體上，即形成離子液體共價鍵合硅膠材料，是具有混合模式的功能化萃取材料，可實現對樣品中多性質組分分離純化的目標。由于離子液體具有大體積的陽離子和小體積的陰離子，與偏酸性目標物可能存在陰離子交換作用。因此，選擇3種弱酸性貝類毒素（大田軟海綿酸毒素（Okadaic acid， OA）、鰭藻毒素-1 （Dinophysistoxin-1， DTX-1）和鰭藻毒素-2 （Dinophysistoxin-2， DTX-2））作為目標物，將ILs-SPE技術應用于海水樣品中OA、DTX-1和DTX-2的富集和凈化。優化了進樣溶液的體積和pH值、淋洗劑和洗脫劑的種類、用量及pH值等條件，考察了各種因素對萃取效果的影響，評價了檢測方法的可行性和重現性。

2 實驗部分

2.1 儀器與試劑

TSQ Quantum AccessTM 液相色譜-串聯質譜儀（美國Thermo Fisher Scientific公司）; Kinetex XB C18色譜柱（150 mm × 2.1 mm，4 μm，美國Phenomenex公司）; XW-80A型旋渦混合器（上海醫大儀器廠）; Milli-Q型超純水儀（美國Millipore公司）; Thermo Sorvall Biofuge Primo型離心機（美國Thermo Fisher Scientific 公司）; Karlsruhe紅外光譜儀、Avance II spectrometer核磁共振儀（德國Brucker公司）; Vario EL cube元素分析儀（德國Elementar公司）。Oasis HLB固相萃取（SPE）柱（3 mL， 60 mg，美國Waters公司）和C18固相萃取柱（3 mL，60 mg，天津博納艾杰爾科技有限公司）。

OA和DTX-1標準品（純度≥95%，臺灣Algal Science公司）; DTX-2標準溶液（（4.7±0.3） μg/mL， 加拿大海洋生物科學研究所）; 甲醇 （色譜純，德國Merck公司）; 乙腈（色譜純，德國CNW公司）; 甲酸、甲酸銨（色譜純，德國Fluka公司）; 1-芐基咪唑（色譜純，Fluka公司）; 六氟磷酸鉀（色譜純，J&K Chemical公司）。 其余溶劑和試劑均為分析純， 實驗用水為來自Milli-Q超純水系統的超純水。

混合標準使用液：分別稱取適量的OA和DTX-1標準品，用甲醇定容，配制成10.0 μg/mL 的標準儲備液，于-18℃避光保存。準確吸取適量的OA、DTX-1和DTX-2標準儲備溶液，用甲醇配制1.00 μg/mL的混合標準溶液，于-18℃避光保存。

2.2 儀器條件和參數

柱溫：35℃; 流速：0.3 mL/min; 進樣量：10 μL; 流動相，A：2 mmol/L 甲酸銨溶液，B：乙腈-2 mmol/L甲酸銨溶液 （95∶5， V/V），梯度洗脫程序：0 min，30% B; 0～3.00 min，30%～90% B; 3.00～6.00 min，90% B; 6.00～6.01 min， 90%～30% B; 6.01～8.00 min， 30% B 。

電噴霧電離源（ESI），多反應監測（MRM）離子模式; 負離子監測; 噴霧電壓為4000 V; 鞘氣和輔助氣體均為高純氮氣，鞘氣壓力：36 L/min，輔助氣壓力：10 L/min，碰撞氣為氦氣; 離子傳輸桿溫度為350℃。碰撞能（Collision energy）及其它相關質譜條件見表1。

2.3 辛基離子液體鍵合硅膠（Silica-[SOIM＼][PF6＼]）的制備

離子液體及鍵合硅膠的制備過程參照圖1。

2.3.1 辛基咪唑的合成 將體積分數為36%甲醛（8.35 g）和體積分數為32%乙二醛（18.1 g）加入250 mL三口燒瓶中，攪拌加熱至50℃回流，然后分別將體積分數28%氨水（6.05 g）和辛胺的甲醇溶液（12.9 g溶于50 mL甲醇）逐滴加入到三口燒瓶，加完后繼續回流反應4 h，純化干燥得到淡黃色辛基咪唑產品。

2.3.2 硅烷基辛基咪唑氯鹽的合成 將γ-氯丙基三甲氧基硅烷的甲苯溶液（0.08 mol， 15.9 g，溶于25 mL甲苯）加入三口燒瓶中， 將2.3.1節制得的辛基咪唑（0.08 mol， 14.4 g）加入溶解并攪拌均勻，在氮氣氣氛下回流48 h，產物純化干燥得到粘稠狀淡黃色液體， 即硅烷基辛基咪唑氯鹽（[SOIM＼][Cl＼]）。

2.3.3 硅烷基辛基咪唑六氟磷酸鹽的合成 將硅烷基辛基咪唑氯鹽的甲醇溶液（0.05 mol， 18.9 g， 溶于25 mL甲醇中）加入圓底燒瓶中，同時將等摩爾的KPF6溶于甲醇（0.05 mol， 9.20 g， 溶于10 mL甲醇），將兩種溶液混合，室溫攪拌反應24 h，得到淡黃色沉淀; 純化干燥得到粘稠狀淡黃色液體， 即硅烷基辛基咪唑六氟磷酸鹽（ [SOIM＼][PF6＼] ）。

2.3.4 離子液體鍵合硅膠的制備 選擇粒徑200～300目的硅膠粉，通過一定濃度的HCl或甲烷磺酸酸化，使硅膠外表面帶有羥基，調節pH至中性后高溫干燥，備用。稱取約2 g辛基離子液體[SOIM＼][ PF6]溶于10 mL乙腈，再加入HCl處理的硅膠（40～60目）約4 g，氮氣保護下回流反應24 h后; 將反應液過濾，用乙腈和去離子水沖洗去除殘留物，80℃真空干燥5 h，得到淡黃色離子液體鍵合硅膠Silica-[SOIM＼][PF6＼]，產率約80%。

2.4 離子液體鍵合材料性能分析

通過多種儀器分析商用硅膠和離子液體鍵合硅膠的結構、構型以及二者的差異。首先通過紅外光譜表征比較鍵合離子液體前后硅膠材料官能團結構的變化; 其次，采用核磁共振技術于確定功能化離子液體的結構; 然后，通過元素分析，得到離子液體鍵合硅膠材料中C、H、N元素的百分含量，并計算硅膠表面離子液體的鍵合含量。

2.5 固相萃取柱的制備

選用固相萃取柱的柱管體積為3 mL，柱管材料為聚丙烯，進出口篩板選用高純度聚乙烯材料（直徑6.4 mm，孔徑20 μm，厚度1.5 mm），內部填充固相萃取填料選用自制的Silica-[SOIM＼][PF6＼]（50 mg，粒徑40～60 μm）。先在空柱管底部放入出口篩板，然后裝入自制離子液體鍵合硅膠層，輕輕敲打使其分布均勻，其上垂直壓入進口篩板，最后用甲醇沖洗填實，并保證所有小柱填充后，填料高度保持（5±0.05）mm。

2.6 樣品處理

海水水樣用0.45 μm濾膜過濾，除去懸浮顆粒。固相萃取柱使用前，分別用2.0 mL甲醇和2.0 mL 50 mmol/L乙酸銨活化，棄去流出液。取20 mL過濾后的海水樣品，以約5.0 mL/min流速通過活化的固相萃取小柱進行富集。用2.0 mL 50 mmol/L乙酸銨淋洗，減壓抽干后， 用3.0 mL 體積分數為5%的NH4OH-甲醇洗脫，洗脫液在40℃下氮氣吹干， 用0.5 mL初始流動相復溶，充分渦旋溶解殘渣， 濾液經0.22 μm濾膜過濾，供液相色譜-串聯質譜測定。

3 結果與討論

3.1 紅外光譜分析

紅外光譜（IR）是提供結構和構象信息的有力工具[26，27]。 對離子液體[SOIM＼][PF6＼]的紅外光譜表征發現，3127和3059 cm-1對應于咪唑環上CH的伸縮振動，2958、2932和2868 cm-1對應于甲基和亞甲基的伸縮振動，1156 cm-1對應于SiC的伸縮振動，1083 cm-1和1023 cm-1對應于SiO的伸縮振動，證明存在硅烷基。

與未修飾的商用硅膠材料相比，制備的離子液體鍵合硅膠在1570 cm-1處出現了一個弱峰（圖2）。因為酰胺基的特征峰處于1500～1600 cm-1之間[28]，這說明一些帶有CN基團的離子液體與商用硅膠有效的化學鍵合生成了新的物質。上述結果表明成功制備了功能化離子液體鍵合硅膠。

3.2 核磁共振譜分析

離子液體[SOIM＼][PF6＼]核磁共振分析結果如下： 1H-NMR （DMSO， 不含TMS; 400 MHz; δ ppm）： 9.16 （s， 1H）， 7.78 （m， 2H）， 4.15 （m， 4H）， 3.47 （m， 9H）， 1.85 （m， 4H）， 1.25 （m， 10H）， 0.86 （t， 3H）， 0.54（m， 2H）。其中， 9.16和7.78對應咪唑環上的H的位移， 4.15對應與咪唑環相連的兩個亞甲基上H的位移，3.47對應硅烷基上H的位移， 1.85對應與咪唑環相連的第二個亞甲基H的位移，1.25對應辛基取代基上5個亞甲基H的位移，0.86對應辛基取代基上甲基H的位移，0.54對應于與硅烷基相連的亞甲基H的位移。結果表明，成功制備了辛基功能化離子液體。

3.3 元素分析

對修飾前后的硅膠材料進行元素分析，未修飾硅膠中只測得H元素的含量（0.983%），辛基功能化離子液體修飾后，N、C和H元素的質量百分含量分別為2.73%、9.65%和2.07%，說明離子液體成功修飾到硅膠上，并可根據N元素的含量推算出1 g硅球表面有機基團鍵合量，對應辛基功能化離子液體的鍵合量為1.95 mmol。

3.4 固相萃取條件優化

采用制備的辛基離子液體鍵合硅膠Silica-[SOIM＼][PF6＼]填制固相萃取柱（3 mL，50 mg），用于富集凈化水中3種貝類毒素OA、DTX-1和DTX-2。采用空白基質加標方式（0.5 μg/L），對影響萃取效率和回收率的參數進行優化，包括樣品預處理條件、樣品溶液進樣條件、雜質淋洗條件和目標物洗脫條件，每個條件下做6個平行實驗。

3.4.1 進樣溶液體積的影響 固相萃取填料有載樣上限，超負荷進樣，會影響目標物的回收率和凈化效果。取適量貝類毒素（OA、DTX-1和DTX-2）混合加標濃度為0.5 μg/L的海水進行分析，研究不同進樣體積（5、10、20、30和50 mL）對萃取效果的影響（本研究部分均采用2.0 mL純水淋洗，2.0 mL甲醇洗脫），結果見圖3。

根據公式（1）計算富集倍數（EFs）：

EFs =Ct/C0 = （nt/Vt）/C0（1）

其中，Ct為最終樣品溶液中目標物濃度，C0為初始樣品溶液中目標物濃度，nt為目標物最終摩爾量，Vt為最終定容溶液體積。

當最終定容溶液體積Vt和初始樣品溶液濃度C0確定后，進樣量越大，對應最終摩爾量nt越大，富集倍數越高，方法靈敏度越好。然實驗中發現，隨著進樣體積增大，引入雜質增多，對目標物的干擾增大，且進樣速度變緩，50 mL整體進樣時間超過0.5 h， 增大了凈化難度。綜合考慮方法的前處理效率和靈敏度，最終選擇進樣體積為20 mL。

3.4.2 進樣溶液pH值的影響 辛基離子液體鍵合硅膠Silica-[SOIM＼][PF6＼]含有陰陽離子基，可能與目標貝類毒素發生疏水作用、離子交換作用和靜電作用等多種模式作用。如圖4所示，3種貝類毒素的結構中都含有羧基，在不同pH值條件下穩定態不同，可能影響其回收率。分別通過甲酸和氨水調整進樣海水pH值，取20 mL海水進樣，比較了pH 5.5（5%甲酸）、pH 10.5（5%氨水）、pH 7.0和8.0（常規海水pH值為7.5～8.3）的貝毒加標海水樣品（0.5 μg/L）的回收率（均采用2.0 mL純水淋洗，2.0 mL甲醇洗脫）。結果表明，當進樣液pH值為7.0和8.0時，目標貝類毒素的回收率均大于80%（圖5），明顯高于弱酸（pH 5.5）和弱堿（pH 10.5）條件，說明離子交換作用可能不是Silica-[SOIM＼][PF6]型小柱與貝類毒素間的主要作用力。為操作方便和方法的可重復性，海水樣品可采取直接萃取富集，不調整pH值的方式。

3.4.3 淋洗溶劑的影響 對復雜基質樣品，為排除基質干擾及提高檢測靈敏度，洗脫目標物之前需增加淋洗步驟。由于硅膠表面修飾了離子液體，同時檢測對象為海水樣品，沸點高且鹽含量較高，為避免對質譜儀器造成污染，固相萃取過程的第一步淋洗劑采用純水，可去除大量水溶性干擾物。取20 mL貝類毒素（OA、DTX-1和DTX-2）混合加標濃度為0.5 μg/L的海水進樣，分別評價了30%甲醇、純水和50 mmol/L乙酸銨溶液作為淋洗液的凈化效果和回收率（2.0 mL甲醇洗脫）。結果發現，30%甲醇和純水淋洗時，3種貝類毒素都有不同程度損失，說明離子交換作用可能不是自制Silica-[SOIM＼][PF6＼]柱與目標貝類毒素間的主要作用力。當使用50 mmol/L乙酸銨作為淋洗液時，目標貝類毒素的回收率最高、損失最小。此外，為確定淋洗液的用量，考察了不同體積（1.0～6.0 mL）淋洗液的效果，當體積小于2.0 mL時，隨淋洗液用量增加，洗出液的干擾量逐漸增大; 當淋洗液大于2.0 mL后，不再出現干擾峰。因此，選擇2 mL 50 mmol/L乙酸銨作為后續研究的淋洗劑。

3.4.4 洗脫溶劑的影響 如圖4所示，3種目標貝類毒素結構中都含有羧基基團，屬于弱酸性物質。考慮到Silica-[SOIM＼][PF6＼]上咪唑基的弱堿性，適當pH值的洗脫溶劑可使辛基離子液體鍵合硅膠Silica-[SOIM＼][PF6＼]或目標貝類毒素變為中性，從而可能打破吸附劑與目標分子間的相互作用力。因此，洗脫溶劑pH值可能是影響貝類毒素從Silica-[SOIM＼][PF6＼]柱上洗脫效果的重要因素。以5% NH4OH-甲醇、2% HAc-甲醇和純甲醇作為洗脫溶劑進行了初步測試。結果表明（表2），采用純甲醇洗脫時，3種貝類毒素的回收率均大于85%，推測Silica-[SOIM＼][PF6＼]材料的保留性能同反相C18小柱相似，與目標貝類毒素間存在疏水作用力; 另外，5% NH4OH-甲醇洗脫不僅能得到無色、澄清的流出液體，而且回收率優于2% HAc-甲醇和純甲醇，推測Silica-[SOIM＼][PF6＼]材料與3種貝類毒素間同時存在陰離子交換作用，部分以陰離子狀態存在的貝類毒素轉化成分子形式被洗脫下來。

因此，選擇含有NH4OH的甲醇溶劑洗脫分析物。在此基礎上，考察甲醇中NH4OH含量（0%、2%、5%和10%）對回收率的影響。結果表明，NH4OH含量從0增加到5%，3種分析物的回收率迅速增加，當濃度進一步增加

[FQ（72。242，Y-WZ][HT5”SS][HJ*4]表2 不同洗脫溶劑對貝類毒素各組分回收率的影響到10%時，回收率增大幅度變慢。因此，選擇5% NH4OH-甲醇作為洗脫溶劑。對洗脫劑體積進行了優化，結果表明， 3 mL 5% NH4OH-甲醇即可充分洗脫分析物，過量會延長氮吹濃縮時間。因此，選擇洗脫體積為3 mL。

3.5 與商用萃取柱比較

貝類毒素的相關研究多采用HLB柱、C18柱等凈化材料。本研究通過空白海水加標方式（0.50 μg/L），分別對比了最優條件下自制離子液體鍵合硅膠柱（Silica-[SOIM＼][PF6＼]）和兩種商用化固相萃取柱（HLB柱和C18柱（3 mL，60 mg））的凈化效果和回收率。加標海水進樣體積均為20 mL。兩種商用固相萃取小柱預先用5 mL甲醇和5 mL水活化，進樣后用2 mL水淋洗、2 mL甲醇洗脫。相應條

件下做6個平行，回收率見表3。結果表明，自制離子液體鍵合硅膠柱回收效果與商用HLB柱相當，均優于C18柱。自制的離子液體鍵合硅膠柱（Silica-[SOIM＼][PF6＼]）與商用C18柱相比，不僅具有辛基疏水基團，與目標物間還可能存在離子交換作用等多種混合作用力，萃取效果明顯改善。同時，自制小柱填料量（3 mL，50 mg）少于商用HLB柱（3 mL，60 mg），說明其萃取性能與同時具有親脂親水性能的HLB柱相當。

3.6 方法評價

3.6.1 方法的檢出限及定量限 取0.02～2.50 μg/L的混合貝類毒素海水進樣，以色譜峰面積與貝毒混合標準溶液濃度繪制校正曲線，3種貝類毒素線性相關方程分別為： OA， y=-2.96676+2944.44x （R2=0.9969）; DTX-2， y=622.875+904.353x （R2=0.9995）; DTX-1： y=20.3688+2463.97x （R2=0.9997）。 3種貝毒的檢出限（LOD， S/N>3）為0.01 μg/L，定量限（LOQ， S/N>10）為0.05 μg/L，表明制備的離子液體鍵合硅膠具有較好的萃取效果。

3.6.2 方法的精密度及萃取材料的重現性 在優化條件下，通過貝類毒素加標水樣（0.50 μg/L），考察方法的日內（n=5）和日間（n=3）精密度。在不同時間，測得3種貝類毒素的RSD在2.8%～12.3%之間，表明此方法精密度較好。對同一批次和不同批次制備材料的萃取效果進行重現性評價，同一批次萃取材料（n=5）在同一時間對3種貝類毒素的RSD在 3.8%～9.5%之間，不同批次萃取材料（n=3）在同一時間測得結果RSD為6.2%～11.6%，說明此萃取材料的制備重現性良好。

3.7 實際應用

參照本研究2.2和2.6節的儀器檢測方法和樣品處理方法，按最優的萃取方法對取自青島沙子口的海水樣品進行處理，如圖6A所示，海水樣品中不含貝類毒素。為評價方法的富集凈化效果，以此樣品作為空白樣品，添加兩個濃度水平（0.2和1.0 μg/L）的貝類毒素，測定方法的回收率。貝類毒素加標海水樣品的多反應監測（MRM）圖見圖6B，經離子液體鍵合硅膠柱處理后，貝類毒素得到了有效富集凈化，根據公式（1）計算富集倍數約為40。如表4所示， 3種貝類毒素的加標回收率在93.0%～116.0%之間，RSD均小于12%。結果表明，自制離子液體鍵合硅膠固相萃取材料及相關前處理方法適用于海水中貝類毒素的萃取檢測。

4 結 論

制備了一種混合模式辛基功能化離子液體共價鍵合硅膠萃取材料，并應用于海水中貝類毒素的萃取分析。研究表明， 此固相萃取材料可能通過疏水作用、離子交換作用等多種模式與目標貝類毒素（OA、DTX-1和DTX-2）作用，結合液相色譜-串聯質譜，對海水中3種貝類毒素的檢測顯示了良好的靈敏度和準確性。優化的萃取條件為：進樣20 mL海水，用2 mL 50 mmol/L乙酸銨溶液淋洗、3 mL 5 % NH4OH-甲醇洗脫。結果表明，本方法的萃取效果優于商用C18柱，與HLB柱性能相當，表明本方法是一種測定海水中貝類毒素含量的可行的替代方法。同時，此離子液體功能化硅膠材料具有良好的重現性，可通過淋洗再生，反復使用，降低了檢測成本。另外，可靈活設計制備具有多個不同基團的離子液體，通過鍵合硅膠作為功能化萃取材料，實現對環境和食品不同基質中污染物的富集凈化，具有良好的應用前景。

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Abstract Shellfish toxins are a kind of important marine pollutant. In this study， a novel ionic liquid bonded silica gel material （silica-[SOIM＼][PF6＼]） was prepared by grafting octyl-functionalized ionic liquid onto silica gel， which was characterized and analyzed by infrared spectroscopy （IR）， nuclear magnetic resonance （NMR）， and elemental analysis. Solid phase extraction cartridge of silica-[SOIM＼][PF6＼]， coupled with LC-MS/MS technique was used to extract and determine the concentration of shellfish toxins [Okadaic acid （OA）， Dinophysistoxin-1 （DTX-1） and Dinophysistoxin-2 （DTX-2）＼] in seawater for the first time. It was found that the solid phase extraction material silica-[SOIM＼][PF6＼] had multiple interactions with the 3 kinds of shellfish toxins， such as hydrophobic and ion-exchange. The method was optimized in aspects of volume and pH of the loaded sample solution， as well as the usage of rinsing and eluting reagents. Results indicated that the silica-[SOIM＼][PF6＼] had good extraction effect on target shellfish toxins in seawater， which was better than or equivalent to the performance of commercial extraction materials. The method had a good linearity （R2>0.995） in the concentration range of shellfish toxins from 0.02 μg/L to 2.50 μg/L， with limit of detection （LOD） of 0.01 μg/L and limit of quantification （LOQ） of 0.05 μg/L. The average recoveries for 3 kinds of shellfish toxins were 93.0%-116.0% at different spiking levels in blank seawater. Simultaneously， the material had good reproducibility， with the relative standard deviation （RSD） of less than 15% intra- and inter-batch. This method was accurate， sensitive， simple and reliable， and could be used for the extraction and detection of shellfish toxins in actual samples.

Keywords Ionic liquid; Solid phase extraction; Multiple mode; Shellfish toxins; Seawater