單體同位素分析技術在環境研究中的應用進展＊

彭學偉,褚春瑩,蔣海威

(1.濰坊學院,山東 濰坊 261061;2.青島市環境監測中心,山東 青島 266003)

1976年,Sano等[1]通過氣相色譜分離,經燃燒單元后與質譜聯機,測定了服用13C標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物的穩定碳同位素比。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“同位素比監測氣相色譜-質譜”(isotope-ratio-monitoring gas chromatography-mass spectrometry,IRM-GCM S)技術。這些早期的開創性工作奠定了現代CSIA技術的基礎。20世紀90年代,單體同位素分析(Compound-Specific Isotope Analysis,CSIA)發展成為一種成熟的現代分析方法。

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)和同位素質譜儀(IRM S)三部分組成(GC-C-IRM S,圖1)。GC-C-IRM S進行測量時,樣品首先注入氣相色譜在色譜柱內進行分離。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氣。燃燒過程中產生的水通過水阱除去,產生的CO2轉移到同位素質譜離子源,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作用下依據質量不同分離成質荷比為44、45、46的三種離子,同時在同位素質譜儀中固定的法拉第杯內測量。同位素比值的數據常用符號δ來表示:

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

圖1 GC-C-IRMS測定δ13 C流程圖

2 CSIA在有機污染物研究中的應用

2.1 有機污染物來源示蹤

有機污染物進入環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、遷移、擴散、吸附、沉降等多種過程[3],這些過程不會引起有機污染物的根本降解,只是污染物在介質中發生遷移。由于環境中有機污染物往往可能有多種不同污染源的輸入,準確判識有機污染的來源不僅有利于客觀評價生態環境風險,而且也是采取切實有效的應對措施和修復方法的科學基礎[4]。

以往判識有機污染物來源采用的化學指紋技術以污染源的化學組成及分布特征為依據[5],由于環境中的污染源是非常復雜的體系,同一化學組成或分布特征的物質有可能來源于不同物質的降解或不同污染源的相互作用,因此利用化學指紋技術研究有機污染物的來源具有一定的不確定性。同傳統技術相比, CSIA技術測定的是單個化合物的δ13C(或其它元素的δhE)值,避免了傳統化學指紋分析測定所導致的不確定性。有機化合物進入環境中時通常有自己的特征同位素組成,或者說是特定的13C/12C比值,在一個特定的環境領域,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行來源示蹤,從而使得分子同位素指紋成為指示環境中微量有機污染物來源的更加有效的被動示蹤劑[6]。近年來, CSIA在有機污染物示蹤中顯露出了明顯的優越性,大量用于有機污染物的來源示蹤。

由于高分子量物質化學與生物過程中不會發生顯著的同位素分餾效應,所以在運用穩定碳同位素比值技術作為解析指標識別有機污染物來源時,多使用高碳數化合物的穩定同位素,其中多環芳烴(Polycyclic A romatic Hydrocarbons,PAHs)和石油烴應用廣泛。最早將CSIA技術用于PA Hs來源示蹤的是O’M alley等[7]。他們發現,使用純PA Hs的混合物,即使對于高分子量的共餾出異構體,δ13C的測定精度都可以達到0.2—0.3‰,萃取、純化等步驟對測定沒有顯著影響;對于實際環境樣品,如果色譜峰分離很好,相對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體則為0.3—1.1‰。在考慮測定精確度的條件下,他們所研究的2—5環的港口和海灣沉積物中的PA Hs在太陽光照48h內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,芳烴化合物穩定碳同位素組成與其來源、形成的方式有密切關系。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]根據意大利某瀉湖沉積物中PA Hs極低的穩定碳同位素比值(δ13C最低至-63.5‰)推斷該地區的污染是由于利用本地生物質天然氣作燃料的某早期高溫工業過程所產生。苑金鵬等[10]通過穩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物的干-濕沉降,并運用穩定碳同位素組成的二元復合數值模型對不同來源PA Hs的相對貢獻率進行了估算。

除用于土壤和沉積物中PA Hs的來源研究,對于大氣中PAHs來源研究亦有不少報道。Okuda等運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主要來源于機動車的排放,而重慶與杭州的則來自燃煤過程[11];同時該研究小組通過聯合運用PAHs的分子與同位素組成特征識別了馬來西亞大氣 PA Hs的來源,發現機動車尾氣為馬來西亞大氣 PA Hs的主要來源(65%—75%),森林大火產生的PA Hs僅占25%—35%[12]。彭林等利用穩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則來自機動車尾氣和煤的炭化及燃燒[13—14]。

不僅高分子量物質可用來進行來源示蹤,一些較低碳數的有機化合物如正構烷烴、甲級叔丁基醚也被用于污染物的來源失蹤[15—16]。彭林等[15]利用正構烷烴的單化合物穩定碳同位素組成研究了蘭州大氣環境中飄塵、煙塵和尾氣排放物中正構烷烴單分子碳同位素組成特征及分布規律,結合化石燃料(石油和煤)的分析得出工業區大氣污染主要為燃油源,市區內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境污染密切相關。

除利用穩定碳同位素進行來源示蹤之外,氫穩定同位素也被用于污染物來源示蹤。Smallwood B J等[17]利用碳氫兩種穩定同位素組成研究了甲基叔丁基醚(M TBE)的不同來源。研究發現不同樣品D值具有明顯差異,但是其δ13C幾乎沒有差異。這一實驗事實進一步證明了δ13C應用于來源示蹤的有效性。

2.2 有機污染物轉化研究

進入環境中的有機污染物具有多種環境行為與命運,除非降解消減之外,人們更為關心的是降解消減這一環境行為,因為只有降解過程才能使環境有毒污染物轉化消失。有機污染物在降解過程中,由于動力學同位素效應的存在導致殘留物中重同位素富集,產物中重同位素貧化。通過測定殘留物中待測元素重同位素如δ13C富集值(或產物中重同位素貧化)可為判斷目標污染物是否發生了轉化提供直接的證據。因此,近年來利用CSIA技術研究受污染環境中有機污染物的轉化受到了人們的極大關注。該部分內容筆者已作了詳細總結[18],在此不作贅述。

2.3 有機污染物實地轉化程度研究

眾多研究表明,微生物降解是環境中有機污染物消減的主要途徑。但是環境中尤其是地下水層和沉積物、土壤中有機污染物的實地生物降解(in-situ biodegradation)的評價,其難度是非常大的。為了對野外環境中有機污染物的原位生物降解進行合理的評價,傳統方法往往常常需要動用多種學科知識聯合應用,使得評價工作繁雜。環境中有機污染物在微生物降解過程中存在的同位素分餾現象,根據這一實驗事實建立的單體同位素分析技術不僅可以為環境中有機污染物的降解提供直接的證據[19],而且可以根據目標物的碳同位素組成變化與污染物轉化率之間的關系估算原位生物降解的程度,這是目前研究有機污染物實地生物降解最有前途的方法之一。因為野外環境作為一個開放體系,難以建立有效的物料平衡,因此傳統方法難以準確確定污染物原位生物降解的程度[20]。與傳統方法不同的是該方法首先在一定條件下,通過實驗室微生態培養或純細菌培養,建立嚴格的物料平衡,求出任一時刻的C/C0和δ13C,進而得出實地條件下的富集因子α,然后過瑞利方程可求出有機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時刻底物中元素E的同位素信號,α稱為分餾因子(α=KIE-1), εE與α的關系為εE=1000×(α-1),f=Ct/C0為t時刻底物剩余的分數。

當前,CSIA研究有機污染物的實地生物降解主要集中在環境常見易降解的有機污染物,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技術用于德國 Hamburg港口石油烴污染水層的研究,發現沿羽流方向所研究的化合物逐漸降低,但并非所有物質的同位素都呈現出明顯的變化。他們以甲苯作為模型,試驗結果表明在羽流末端的甲苯降解程度高達95%。Griebler等[24]利用CSIA技術結合已有的分餾數據和特征代謝產物技術對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行了量化。其中p -xylene,and naphthalene和o-Xylene的測定結果與根據銳利模型計算得到的結果一致,根據這一實驗事實他們對初始濃度160μg L-1在800m區域范圍內流經路線進行監測,發現當其濃度低于儀器檢測限時13C/12C富集7‰,據此計算出其生物降解程度達到99%。Richnow et al[26]利用實驗室得到甲苯在土壤柱中厭氧降解的分餾因子(=1.0015),根據試驗測到的13C/12C值研究了BTEX和PAHs污染30年之久的地下水層的有機污染物實地生物降解,他們計算出遠離初始濃度的某一站點處甲苯厭氧降解程度達到95±4.7%到99±1.6%。同時他們提出,為了選擇合適的分餾因子進行計算,有必要分析污染水域的氧化還原條件,因為好氧和厭氧細菌降解污染物可能經歷不同的路線,這將使得分餾因子可能不同。Fischer等[22]利用CSIA結合溴化物標記手段研究了德國Zeitz城市前苯生產廠區遭受BTEX污染的水層標記氘代甲苯(toluene-d5,toluene-d8),實地生物降解,發現計算標記甲苯的生物降解程度時采用CSIA方法雨溴化物方法僅有輕微出入,從而確定其可用于標記甲苯的實地生物將成都的計算。在標記甲苯從注射區域到第一和第二控制區域時,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常見出的有機污染物。利用CSIA研究地下水中氯代烯烴的實地生物降解不乏報道。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,首次提出了實地環境中還原脫氯的詳細數據。通過13C的富集數據,他們計算了二氯乙烯(DCE)等在污染羽流之間不同取樣站點間的相對生物降解程度。其中濃度沿梯度下降236站點相對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)和三氯乙烯的實地生物降解,根據銳利方程計算了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%。根據假定污染源原點的初始濃度和銳利方程,PCE的消減量化得以進行,得到34/1,38/1,44/1站點殘余PCE的濃度依次為90.8,21.5,40.8mg.L-1。

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

3 展望

CSIA分析技術實現了有機化合物的氣相色譜分離與質譜檢測的在線聯機,使微量混合樣品中單個化合物特定元素的同位素比值的測定,不受其它化合物或元素的干擾。隨著分析技術的發展,應用 GC-C -IRM S監測有機污染物的環境行為將是一項非常有前景的研究方法。

[1]Sano M,Yotsui Y,Abe H,et al.A new technique for the detection of metabolites labeled by the isotope13C using mass fragmentography[J].Biomed:Mass Spectrom,1976,(3):1-3.

[2]Matthew s D E,Hayes J M.Iso tope-ratio-monito ring gas chromatography-mass spectrometry[J].Anal Chem,1978, 50:1465-1473.

[3]何燧源,金云云,何方.環境化學[M].3版.上海:華東理工大學出版社,2000.

[4]Wang Z,Fingas M,Page D S.Oil spill identification[J].Journal of Chromatography A,1999,843:36—411.

[5]劉國卿,張干,彭先芝.單體同位素技術在有機環境污染中的研究進展[J].地球與環境,2004,32(1):23-27.

[6]彭先芝,張干,陳繁忠,等.好氧生物降解中烷烴單體穩定同位素分餾及其環境意義[J].科學通報,2004,49(24):2605-2611.

[7]O’Malley V P,Abrajano T A,Hellou J.Determination of the13C/12C ratios of individual PA H f rom environmental samp les:can PAH sources be apportioned[J].Org Geochem,1994,21:809-822.

[8]O’Malley V P,Abrajano T A.Stable carbon isotopic appo rtionment of individual polycyclic aromatic hydrocarbons in St. John’s Harbour,New foundland[J].Environment Science and Technology,1996,30:634-639.

[9]M cRae C,Snape C E,Sun C G,et al.Use of compound-specific stable isotope analysis to source anthropogenic natural gas-derived polycyclic aromatic hydrocarbons in a lagoon sediment[J].Environ Sci Technol,2000,34:4684-4686.

[10]苑金鵬,鐘寧寧,吳水平.土壤中多環芳烴的穩定碳同位素特征及其對污染源示蹤意義[J].環境科學學報,2005,25(1): 81-86.

[11]Okuda T,Kumata H,Naraoka H,et al.O rigin of A tmospheric Polycyclic A romatic Hydrocarbons(PAHs)in Chinese Cities Solved by Compound-Specific Stable Carbon Isotopic Analyses[J].O rganic Geochemistry,2002,33:1737-1745.

[12]Okuda T,Kumatab H,Zakariac M P,etal.Source Identification of Malaysian A tmospheric Polycyclic A romatic Hydrocarbons nearby Fo rest Fires Using Molecular and Isotopic Compositions[J].A tmospheric Environment,2002,36:611-618.

[13]彭林,白志鵬,朱坦,等.應用穩定碳同位素組成特征研究環境空氣顆粒物中 PAHs的來源[J].環境科學,2004,25(增刊):16-21.

[14]彭林,李劍,朱坦,等.鄭州空氣顆粒物中PAHs的碳同位素特征及來源[J].中國環境科學,2005,25(1):106-109.

[15]彭林,沈平,文啟彬.利用正構烷烴單分子碳同位素組成探討蘭州市大氣污染的來源[J].沉積學報,1998,16(4):159—167.

[16]成玉,盛國英,閔育順,等.氣溶膠中正構烷烴單體烴化合物穩定碳同位素分布特征初步研究[J].環境科學,1998,19 (2):12—15.

[17]Smallwood B J,Philp R P,Burgoyne TW,etal.The Useof Stable Isotopes to Differentiate Specific Source Markers fo r M TBE[J].Environmental Fo rensics,2001,(2):215-221.

[18]李先國,彭學偉,張慶紅.單體同位素分析在有機污染物研究中的應用進展[J].中國海洋大學學報,2009,39(6):1251-1256.

[19]Coleman A L,Uhle M E.U tilizing13C-labeled substrates to assesmicrobial degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons through compound specific isotope analysis of phospholipid fatty acids[J].Geological Society of America,2003, 35:243-251.

[20]Peter A,Steinbach A,Liedl R,etal.A ssessing microbial degradation of o-xyleneat field-scale from the reduction in mass flow rate combined with compound-specific isotope analyses[J].J Contam Hydrol,2004,71:127-154.

[21]Sherwood L B,Slaterb G F,Sleep B,et al.Stable Carbon Isotope Evidence fo r Intrinsic Bioremediation of Tetrachloroethene and Trichloroethene at A rea 6,Dover Air Fo rce Base[J].Environ Sci Technol,2001,35:261-269.

[22]Fischer A,Bauer J,Meckenstock R U,et al.A multitracer test p roving the reliability of Rayleigh equation-based app roach fo r assessing biodegradation in a BTEX contaminated aquifer[J].Environ Sci Technol,2006,40:4245-4252.

[23]Steinbach A,Seifert R,Annweiler E,et al.Hydrogen and carbon isotope fractionation during anaerobic biodegradation of aromatic hydrocarbons a field study[J].Environ Sci Technol,2004,38:609-616.

[24]Griebler C,Safinow ski M,Vieth A,et a l.Combined app lication of stable carbon isotope analysis and specific metabolites determination fo r assessing in situ degradation of aromatic hydrocarbons in a tar oil-contaminated aquifer[J].Environ Sci Technol,2004,38:617-631.

[25]Meckenstock R U,Richnow H H.2000.Verfhren zum Ermitteln eines biogischen Schadstoffabbaus in der Umwelt, Patentanmeldung N r.199 06 193.9.Deutsches Patentam t und Markenam t.

[26]Hans H R,Eva A.Walter M ichaelisRainer U Meckenstock.M icrobial in situ degradation of aromatic hydrocarbons in a contaminated aquifer monitored by carbon isotope fractionation[J].Journal of Contaminant Hydrology,2003,65:101-120.

[27]Vieth A,M uller J,Strauch G.in-situ biodegradation of tetrachloroethene and trichloroethene in contaminated aquifers monitored by stable isotope fractionation isotopes[J].Environ Health Stud,2003,39:113-124.

[28]Van Breukelen B M.Quantifying the degradation and dilution contribution to natural attenuation of contaminants by means of an open system Rayleigh equation[J].Environ Sci Technol,2007,41:4980-4985.

[29]Mancini SA,Lacrampe-Couloume G,Jonker H,et al.Hydrogen isotopic enrichment:An indicator of biodegradation at a petroleum hydrocarbon contaminated field site[J].Environ Sci Technol,2002,36:2464-2470.