彭學(xué)偉,褚春瑩,蔣海威

(1.濰坊學(xué)院,山東 濰坊 261061;2.青島市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心,山東 青島 266003)

1976年,Sano等[1]通過氣相色譜分離,經(jīng)燃燒單元后與質(zhì)譜聯(lián)機(jī),測(cè)定了服用13C標(biāo)記的阿司匹林后人體尿液中少量安息香酸甲酯及其它代謝產(chǎn)物的穩(wěn)定碳同位素比。1978年,Matthew s和 Hayes等[2]又采用類似裝置分析了13C富集的混合酯類和15N富集的氨基酸(由15N富集的人體血清蛋白制得)中的13C/12C或15N/14N,并且將其命名為“同位素比監(jiān)測(cè)氣相色譜-質(zhì)譜”(isotope-ratio-monitoring gas chromatography-mass spectrometry,IRM-GCM S)技術(shù)。這些早期的開創(chuàng)性工作奠定了現(xiàn)代CSIA技術(shù)的基礎(chǔ)。20世紀(jì)90年代,單體同位素分析(Compound-Specific Isotope Analysis,CSIA)發(fā)展成為一種成熟的現(xiàn)代分析方法。

1 CSIA原理

單體同位素分析儀器主要由氣相色譜儀(GC)、中間連接裝置 (Combustion)和同位素質(zhì)譜儀(IRM S)三部分組成(GC-C-IRM S,圖1)。GC-C-IRM S進(jìn)行測(cè)量時(shí),樣品首先注入氣相色譜在色譜柱內(nèi)進(jìn)行分離。分離后的樣品以氦氣為載氣輸送到裝有氧化銅/鉑催化劑的燃燒管,在940℃溫度下定量燃燒成二氧化碳和水。含氮化合物燃燒所形成的氧化氮在隨后的還原爐中還原為氮?dú)狻Ｈ紵^程中產(chǎn)生的水通過水阱除去,產(chǎn)生的CO2轉(zhuǎn)移到同位素質(zhì)譜離子源,在電子轟擊作用下失去電子帶正電荷。帶正電荷的二氧化碳離子在磁場(chǎng)作用下依據(jù)質(zhì)量不同分離成質(zhì)荷比為44、45、46的三種離子,同時(shí)在同位素質(zhì)譜儀中固定的法拉第杯內(nèi)測(cè)量。同位素比值的數(shù)據(jù)常用符號(hào)δ來表示:

R samp le:待測(cè)樣品中元素E的同位素相對(duì)豐度比,R standard:國際參考標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中元素 E的同位素相對(duì)豐度比。通常被用來作為標(biāo)準(zhǔn)的是vienna-Pee-neeBelem nite(v-PDB,美國南卡羅來那州白堅(jiān)系皮狄組美洲擬箭石),這是一種被國際原子能機(jī)構(gòu)指定的碳同位素參考物質(zhì),它的δ13C值被定義為0%。

圖1 GC-C-IRMS測(cè)定δ13 C流程圖

2 CSIA在有機(jī)污染物研究中的應(yīng)用

2.1 有機(jī)污染物來源示蹤

有機(jī)污染物進(jìn)入環(huán)境之后的消減包括降解消減和非降解消減,其中非降解消減包括揮發(fā)、遷移、擴(kuò)散、吸附、沉降等多種過程[3],這些過程不會(huì)引起有機(jī)污染物的根本降解,只是污染物在介質(zhì)中發(fā)生遷移。由于環(huán)境中有機(jī)污染物往往可能有多種不同污染源的輸入,準(zhǔn)確判識(shí)有機(jī)污染的來源不僅有利于客觀評(píng)價(jià)生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn),而且也是采取切實(shí)有效的應(yīng)對(duì)措施和修復(fù)方法的科學(xué)基礎(chǔ)[4]。

以往判識(shí)有機(jī)污染物來源采用的化學(xué)指紋技術(shù)以污染源的化學(xué)組成及分布特征為依據(jù)[5],由于環(huán)境中的污染源是非常復(fù)雜的體系,同一化學(xué)組成或分布特征的物質(zhì)有可能來源于不同物質(zhì)的降解或不同污染源的相互作用,因此利用化學(xué)指紋技術(shù)研究有機(jī)污染物的來源具有一定的不確定性。同傳統(tǒng)技術(shù)相比, CSIA技術(shù)測(cè)定的是單個(gè)化合物的δ13C(或其它元素的δhE)值,避免了傳統(tǒng)化學(xué)指紋分析測(cè)定所導(dǎo)致的不確定性。有機(jī)化合物進(jìn)入環(huán)境中時(shí)通常有自己的特征同位素組成,或者說是特定的13C/12C比值,在一個(gè)特定的環(huán)境領(lǐng)域,若化合物的同位素組成保持不變(Conservative),可直接利用其同位素組成進(jìn)行來源示蹤,從而使得分子同位素指紋成為指示環(huán)境中微量有機(jī)污染物來源的更加有效的被動(dòng)示蹤劑[6]。近年來, CSIA在有機(jī)污染物示蹤中顯露出了明顯的優(yōu)越性,大量用于有機(jī)污染物的來源示蹤。

由于高分子量物質(zhì)化學(xué)與生物過程中不會(huì)發(fā)生顯著的同位素分餾效應(yīng),所以在運(yùn)用穩(wěn)定碳同位素比值技術(shù)作為解析指標(biāo)識(shí)別有機(jī)污染物來源時(shí),多使用高碳數(shù)化合物的穩(wěn)定同位素,其中多環(huán)芳烴(Polycyclic A romatic Hydrocarbons,PAHs)和石油烴應(yīng)用廣泛。最早將CSIA技術(shù)用于PA Hs來源示蹤的是O’M alley等[7]。他們發(fā)現(xiàn),使用純PA Hs的混合物,即使對(duì)于高分子量的共餾出異構(gòu)體,δ13C的測(cè)定精度都可以達(dá)到0.2—0.3‰,萃取、純化等步驟對(duì)測(cè)定沒有顯著影響;對(duì)于實(shí)際環(huán)境樣品,如果色譜峰分離很好,相對(duì)于平均值的最大偏差為0.1—0.4‰,而高分子量的共餾出異構(gòu)體則為0.3—1.1‰。在考慮測(cè)定精確度的條件下,他們所研究的2—5環(huán)的港口和海灣沉積物中的PA Hs在太陽光照48h內(nèi)沒有顯著的同位素分餾,從而確證了CSIA用于PAHs來源示蹤的可行性。研究表明,芳烴化合物穩(wěn)定碳同位素組成與其來源、形成的方式有密切關(guān)系。O’M alley等[8]利用PAHs的δ13C組成特征確定St.John港直接來源于原油(曲軸油箱泄漏)的PA Hs占總芳烴輸入的20%—50%,燃燒源輸入(主要是木材燃燒和汽車尾氣排放)輸入占50%—80%。M cRae等[9]根據(jù)意大利某瀉湖沉積物中PA Hs極低的穩(wěn)定碳同位素比值(δ13C最低至-63.5‰)推斷該地區(qū)的污染是由于利用本地生物質(zhì)天然氣作燃料的某早期高溫工業(yè)過程所產(chǎn)生。苑金鵬等[10]通過穩(wěn)定碳同位素組成特征研究表明土壤中PA Hs的主要來源是化石燃料燃燒產(chǎn)物的干-濕沉降,并運(yùn)用穩(wěn)定碳同位素組成的二元復(fù)合數(shù)值模型對(duì)不同來源PA Hs的相對(duì)貢獻(xiàn)率進(jìn)行了估算。

除用于土壤和沉積物中PA Hs的來源研究,對(duì)于大氣中PAHs來源研究亦有不少報(bào)道。Okuda等運(yùn)用單體碳同位素分析方法解析了不同城市大氣中PA Hs的來源,其中北京大氣中的PA Hs主要來源于機(jī)動(dòng)車的排放,而重慶與杭州的則來自燃煤過程[11];同時(shí)該研究小組通過聯(lián)合運(yùn)用PAHs的分子與同位素組成特征識(shí)別了馬來西亞大氣 PA Hs的來源,發(fā)現(xiàn)機(jī)動(dòng)車尾氣為馬來西亞大氣 PA Hs的主要來源(65%—75%),森林大火產(chǎn)生的PA Hs僅占25%—35%[12]。彭林等利用穩(wěn)定碳同位素研究了烏魯木齊與鄭州市大氣中PAHs來源,在非采暖季,烏魯木齊市大氣中PAHs的污染來自于煤的炭化和燃燒,而鄭州市大氣中PA Hs則來自機(jī)動(dòng)車尾氣和煤的炭化及燃燒[13—14]。

不僅高分子量物質(zhì)可用來進(jìn)行來源示蹤,一些較低碳數(shù)的有機(jī)化合物如正構(gòu)烷烴、甲級(jí)叔丁基醚也被用于污染物的來源失蹤[15—16]。彭林等[15]利用正構(gòu)烷烴的單化合物穩(wěn)定碳同位素組成研究了蘭州大氣環(huán)境中飄塵、煙塵和尾氣排放物中正構(gòu)烷烴單分子碳同位素組成特征及分布規(guī)律,結(jié)合化石燃料(石油和煤)的分析得出工業(yè)區(qū)大氣污染主要為燃油源,市區(qū)內(nèi)取暖期燃煤源輸入率高,非取暖期主要來自燃油源,以汽車尾氣為主。其中蘭州市大氣污染物中燃油源占60%以上,這與用石油作為主要能源所造成的大氣環(huán)境污染密切相關(guān)。

除利用穩(wěn)定碳同位素進(jìn)行來源示蹤之外,氫穩(wěn)定同位素也被用于污染物來源示蹤。Smallwood B J等[17]利用碳?xì)鋬煞N穩(wěn)定同位素組成研究了甲基叔丁基醚(M TBE)的不同來源。研究發(fā)現(xiàn)不同樣品D值具有明顯差異,但是其δ13C幾乎沒有差異。這一實(shí)驗(yàn)事實(shí)進(jìn)一步證明了δ13C應(yīng)用于來源示蹤的有效性。

2.2 有機(jī)污染物轉(zhuǎn)化研究

進(jìn)入環(huán)境中的有機(jī)污染物具有多種環(huán)境行為與命運(yùn),除非降解消減之外,人們更為關(guān)心的是降解消減這一環(huán)境行為,因?yàn)橹挥薪到膺^程才能使環(huán)境有毒污染物轉(zhuǎn)化消失。有機(jī)污染物在降解過程中,由于動(dòng)力學(xué)同位素效應(yīng)的存在導(dǎo)致殘留物中重同位素富集,產(chǎn)物中重同位素貧化。通過測(cè)定殘留物中待測(cè)元素重同位素如δ13C富集值(或產(chǎn)物中重同位素貧化)可為判斷目標(biāo)污染物是否發(fā)生了轉(zhuǎn)化提供直接的證據(jù)。因此,近年來利用CSIA技術(shù)研究受污染環(huán)境中有機(jī)污染物的轉(zhuǎn)化受到了人們的極大關(guān)注。該部分內(nèi)容筆者已作了詳細(xì)總結(jié)[18],在此不作贅述。

2.3 有機(jī)污染物實(shí)地轉(zhuǎn)化程度研究

眾多研究表明,微生物降解是環(huán)境中有機(jī)污染物消減的主要途徑。但是環(huán)境中尤其是地下水層和沉積物、土壤中有機(jī)污染物的實(shí)地生物降解(in-situ biodegradation)的評(píng)價(jià),其難度是非常大的。為了對(duì)野外環(huán)境中有機(jī)污染物的原位生物降解進(jìn)行合理的評(píng)價(jià),傳統(tǒng)方法往往常常需要?jiǎng)佑枚喾N學(xué)科知識(shí)聯(lián)合應(yīng)用,使得評(píng)價(jià)工作繁雜。環(huán)境中有機(jī)污染物在微生物降解過程中存在的同位素分餾現(xiàn)象,根據(jù)這一實(shí)驗(yàn)事實(shí)建立的單體同位素分析技術(shù)不僅可以為環(huán)境中有機(jī)污染物的降解提供直接的證據(jù)[19],而且可以根據(jù)目標(biāo)物的碳同位素組成變化與污染物轉(zhuǎn)化率之間的關(guān)系估算原位生物降解的程度,這是目前研究有機(jī)污染物實(shí)地生物降解最有前途的方法之一。因?yàn)橐巴猸h(huán)境作為一個(gè)開放體系,難以建立有效的物料平衡,因此傳統(tǒng)方法難以準(zhǔn)確確定污染物原位生物降解的程度[20]。與傳統(tǒng)方法不同的是該方法首先在一定條件下,通過實(shí)驗(yàn)室微生態(tài)培養(yǎng)或純細(xì)菌培養(yǎng),建立嚴(yán)格的物料平衡,求出任一時(shí)刻的C/C0和δ13C,進(jìn)而得出實(shí)地條件下的富集因子α,然后過瑞利方程可求出有機(jī)污染物生物降解的程度[21-24]。

式中δhE和δhE0分別為t=t和t=0時(shí)刻底物中元素E的同位素信號(hào),α稱為分餾因子(α=KIE-1), εE與α的關(guān)系為εE=1000×(α-1),f=Ct/C0為t時(shí)刻底物剩余的分?jǐn)?shù)。

當(dāng)前,CSIA研究有機(jī)污染物的實(shí)地生物降解主要集中在環(huán)境常見易降解的有機(jī)污染物,其中研究較多的是地下水層或沉積物土壤中的苯、甲苯、二甲苯和乙苯(BTEX)等化合物的原位降解。M eckenstock等[25]首次將CSIA技術(shù)用于德國 Hamburg港口石油烴污染水層的研究,發(fā)現(xiàn)沿羽流方向所研究的化合物逐漸降低,但并非所有物質(zhì)的同位素都呈現(xiàn)出明顯的變化。他們以甲苯作為模型,試驗(yàn)結(jié)果表明在羽流末端的甲苯降解程度高達(dá)95%。Griebler等[24]利用CSIA技術(shù)結(jié)合已有的分餾數(shù)據(jù)和特征代謝產(chǎn)物技術(shù)對(duì)德國一受石油烴污染的地下水層中的苯、甲苯、二甲苯及萘等污染物的原位生物降解進(jìn)行了量化。其中p -xylene,and naphthalene和o-Xylene的測(cè)定結(jié)果與根據(jù)銳利模型計(jì)算得到的結(jié)果一致,根據(jù)這一實(shí)驗(yàn)事實(shí)他們對(duì)初始濃度160μg L-1在800m區(qū)域范圍內(nèi)流經(jīng)路線進(jìn)行監(jiān)測(cè),發(fā)現(xiàn)當(dāng)其濃度低于儀器檢測(cè)限時(shí)13C/12C富集7‰,據(jù)此計(jì)算出其生物降解程度達(dá)到99%。Richnow et al[26]利用實(shí)驗(yàn)室得到甲苯在土壤柱中厭氧降解的分餾因子(=1.0015),根據(jù)試驗(yàn)測(cè)到的13C/12C值研究了BTEX和PAHs污染30年之久的地下水層的有機(jī)污染物實(shí)地生物降解,他們計(jì)算出遠(yuǎn)離初始濃度的某一站點(diǎn)處甲苯厭氧降解程度達(dá)到95±4.7%到99±1.6%。同時(shí)他們提出,為了選擇合適的分餾因子進(jìn)行計(jì)算,有必要分析污染水域的氧化還原條件,因?yàn)楹醚鹾蛥捬跫?xì)菌降解污染物可能經(jīng)歷不同的路線,這將使得分餾因子可能不同。Fischer等[22]利用CSIA結(jié)合溴化物標(biāo)記手段研究了德國Zeitz城市前苯生產(chǎn)廠區(qū)遭受BTEX污染的水層標(biāo)記氘代甲苯(toluene-d5,toluene-d8),實(shí)地生物降解,發(fā)現(xiàn)計(jì)算標(biāo)記甲苯的生物降解程度時(shí)采用CSIA方法雨溴化物方法僅有輕微出入,從而確定其可用于標(biāo)記甲苯的實(shí)地生物將成都的計(jì)算。在標(biāo)記甲苯從注射區(qū)域到第一和第二控制區(qū)域時(shí),分別講解了16%和32%除了BTEX等芳烴之外,氯代烯烴也是地下水中經(jīng)常見出的有機(jī)污染物。利用CSIA研究地下水中氯代烯烴的實(shí)地生物降解不乏報(bào)道。Lollar等[21]研究了Dover空軍基地地下水中的氯代乙烯污染物的自然消減,首次提出了實(shí)地環(huán)境中還原脫氯的詳細(xì)數(shù)據(jù)。通過13C的富集數(shù)據(jù),他們計(jì)算了二氯乙烯(DCE)等在污染羽流之間不同取樣站點(diǎn)間的相對(duì)生物降解程度。其中濃度沿梯度下降236站點(diǎn)相對(duì)于假定的污染源而言,三氯乙烯(TCE)的生物降解程度高于40%。Vieth等[27]研究了受污染水域四氯乙烯(PCE)和三氯乙烯的實(shí)地生物降解,根據(jù)銳利方程計(jì)算了PCE生物降解程度和其理論濃度。在所研究的水流路線中,生物降解程度依次增加,分別為46%,87%和76%。根據(jù)假定污染源原點(diǎn)的初始濃度和銳利方程,PCE的消減量化得以進(jìn)行,得到34/1,38/1,44/1站點(diǎn)殘余PCE的濃度依次為90.8,21.5,40.8mg.L-1。

此外,通過CSIA結(jié)合銳利方程不僅計(jì)算降解的程度,而且可以評(píng)價(jià)不同消減的貢獻(xiàn)。Van Breukelen等[28]利用開放的銳利方程研究了自然消減中有機(jī)污染物生物降解與稀釋兩種效應(yīng)的貢獻(xiàn)。其計(jì)算得到苯的降解程度(3-47%,-3.6‰;4-61%,-2.4‰;)遠(yuǎn)小于M ancini等[29]計(jì)算得到的降解程度(10-71%,-1.9‰)。主要是苯在硫酸鹽條件與產(chǎn)甲烷條件下產(chǎn)生不同的分餾因子。同時(shí)他們得出在實(shí)地自然消減過程中,稀釋效應(yīng)對(duì)于小件的貢獻(xiàn)是不可忽視的,大約是微生物降解的6-9倍(-2.4‰)。

3 展望

CSIA分析技術(shù)實(shí)現(xiàn)了有機(jī)化合物的氣相色譜分離與質(zhì)譜檢測(cè)的在線聯(lián)機(jī),使微量混合樣品中單個(gè)化合物特定元素的同位素比值的測(cè)定,不受其它化合物或元素的干擾。隨著分析技術(shù)的發(fā)展,應(yīng)用 GC-C -IRM S監(jiān)測(cè)有機(jī)污染物的環(huán)境行為將是一項(xiàng)非常有前景的研究方法。

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