色譜與MC-ICP-MS聯用在線同位素分析的研究進展

杜媛媛，朱振利*，鄭洪濤，劉 星

（1.中國地質大學（武漢） 生物地質與環境地質國家重點實驗室，湖北 武漢 430078；2.中國地質大學（武漢） 材料與化學學院，湖北 武漢 430078）

近年來，隨著環境污染愈發嚴重，人們越來越關注各種金屬和非金屬元素對環境和人體健康的影響和危害。早期大多數研究只對元素的總量進行分析，但越來越多的研究表明只分析元素的總量難以真實反映元素的影響。這主要是因為元素在遷移過程中會發生形態的轉化，而這些元素的賦存形態顯著影響元素的毒性及其遷移轉化過程。例如，汞的化學形態控制著其生物可利用度、遷移、持久性和對人體的影響，通常有機汞的毒性大于無機汞，其中甲基汞的毒性最大。因此，世界衛生組織制定的水生環境和海產品中甲基汞的濃度限制比無機汞（Hg2+）更嚴格［1］。此外，還有很多元素（如銻、鉛、鎘、鹵素等）的不同形態具有不同的毒性和化學過程。因此，對樣品中存在的某種元素的不同化學形態進行鑒別和測定，即形態分析是很有必要的。

另一方面，各種元素的同位素由于其自然或人為過程引起的豐度變化的特殊特征，已逐漸發展成為地球科學、環境和生命科學等領域中廣泛應用的示蹤劑［2］。使用同位素比值質譜（IRMS）測量傳統穩定同位素（H、C、O、N、S）已成功應用了幾十年，科學家通過研究它們在許多不同環境中的環境循環，解決了地質、環境研究中的諸多問題。隨著熱電離質譜（TIMS）與多接收電感耦合等離子體質譜（MC-ICP-MS）的迅速發展，非傳統穩定同位素以及放射性成因的金屬同位素的分析成為可能并日益取得了廣泛應用［3-4］。例如，鎘在非污染的自然環境系統和人為來源中的同位素組成一般具有不同的同位素特征，鎘同位素作為一種新型的示蹤劑，可用于研究古環境和追蹤鎘循環，為環境研究提供了一種有前景的源示蹤技術［5-6］。汞穩定同位素的自然豐度測量已成為區分汞源和理解環境中汞的生物地球化學過程的強有力的示蹤劑［7］。除了非傳統穩定同位素，Pb、Sr、Nd、Hf 等放射性成因的金屬同位素體系也被廣泛應用于溯源與示蹤研究。例如由于Pb同位素之間的質量差異相對較小，在地球表面條件下，Pb在物理和化學過程中不會發生較大的同位素分餾，因此鉛同位素已被廣泛用于環境中各種鉛污染物的來源和途徑確定［8］。與TIMS相比，MC-ICP-MS具有更高的電離效率和更低的檢出限，可接受的基體效應和分餾效應等優點［9］。而且MC-ICP-MS的樣品引入裝置范圍廣泛，與必須“脫機”引入樣品的TIMS 不同，MC-ICP-MS 允許連續引入樣品到ICP 源。MC-ICP-MS 的這些特性使其逐漸成為非傳統穩定同位素以及放射性成因同位素分析的主流方法。

利用MC-ICP-MS進行高精度同位素分析，通常需采用離子交換樹脂將待測元素與干擾元素、基體元素有效分離后進行離線測定，非常耗時，大大影響了同位素樣品的分析效率。色譜與MC-ICPMS聯用可實現樣品中基體和干擾元素的在線分離，顯著減少了樣品前處理時間，節省了成本，減小了樣品分離純化過程中可能產生的交叉污染，使得快速獲取高精度同位素成為可能，因此日益引起研究者的關注。另一方面，元素形態轉化過程中伴隨著同位素分餾過程，研究表明穩定同位素的單體同位素可以提供更有效、更豐富的信息，逐漸成為研究熱點［10］。進行形態同位素分析同樣需要將元素的不同形態分離開，然后進行不同元素形態的同位素比值測定。形態分離通常采用色譜分離的方式，這種色譜與MC-ICP-MS聯用進行形態同位素在線分析的技術近年來日益受到關注。通過分析不同元素的形態同位素，可以了解不同元素形態的生物地球化學循環過程，為了解和解決地質、生命和環境問題提供思路和工具。

目前已有許多研究報道開發了各種色譜與MC-ICP-MS聯用技術，實現了不同元素及其形態同位素測定，主要包括氣相色譜（GC）、液相色譜（LC）、毛細管電泳（CE）及離子色譜（IC）等（如圖1）。Krupp 等［11-12］首次報道了將毛細管氣相色譜（CGC）與MC-ICP-MS 聯用（CGC/MC-ICP-MS）實現PbEt4鉛同位素比值測定。通過一個T 型管引入鉈內標溶液校正質量歧視效應，通過峰面積計算同位素比值，實現了對瞬態信號的精確測定，高豐度同位素比值的精度為0.02%～0.07%。此后的二十年，陸續有越來越多的研究發展了色譜與MC-ICP-MS 聯用技術，實現了許多同位素體系的在線分離和檢測，如鹵素、汞、銻、鉛、硫等。盡管色譜與MC-ICP-MS聯用的應用仍然不是十分廣泛，存在許多待解決的問題，但色譜與MC-ICP-MS聯用已在元素形態同位素以及快速同位素分析方面取得了顯著進展，引起了研究者的廣泛興趣。本文查閱近年來的相關文獻，簡要回顧了色譜與MC-ICP-MS聯用測定形態同位素比值的歷史，討論了影響在線同位素分析的瞬態信號采集和處理策略以及質量歧視校正方法，并從分析特性、優缺點以及今后在環境、化學等研究中的應用等方面進行了概述。

圖1 色譜與MC-ICP-MS聯用Fig.1 Chromatography coupled to MC-ICP-MS

1 瞬態信號處理

金屬同位素分析通常采用離線方法富集純化樣品，然后使用MC-ICP-MS 通過連續穩定進樣來測定同位素比值，獲得一個連續穩定的信號。然而，色譜與MC-ICP-MS 聯用在線分離測定同位素比值通常獲得的是瞬態信號，這對高精度同位素分析帶來了挑戰。處理瞬態信號的難點主要在于數據收集時間短，分析物瞬態流動過程中同位素比值的漂移以及數據處理的復雜性［13］。

計算瞬態信號中同位素比值的常用方法有峰面積積分法（PAI）、逐點計算法（PbP）和線性回歸斜率法（LRS）。峰面積積分法又分為全峰積分法和峰中心積分法。色譜與MC-ICP-MS 聯用時，瞬態信號的強度隨時間的變化曲線（色譜峰）通常是高斯型曲線。全峰積分法是指在整個峰值持續時間內（基線到基線），使用一定的積分時間對瞬態信號值進行采樣，積分不同同位素的信號，它們積分數據的比值即為同位素比值（如圖2A）。峰中心積分法是指只對峰中心部分（一定峰寬內從左至右）進行積分，分別積分不同同位素的信號，它們積分數據的比值即為同位素比值（如圖2B）。逐點計算法分為基于非加權和加權信號點求和的計算。假設元素E 有2 個同位素分別為xE和yE，使用非加權信號點求和時，逐點計算的公式［14］為：

圖2 峰面積積分法和線性回歸斜率法的示意圖Fig.2 Schematic diagram of peak area integration and linear regression slope method

其中，x/yE為同位素比值；RtS和RtE分別為用于計算的保留時間開始和結束的點；n為用于計算的信號強度點數。即在保留時間內在每個信號測量點計算同位素比值以及比值總和，然后除以使用的測量點數量，得到同位素比值。與非加權信號點求和不同，加權信號點求和考慮了信號強度隨時間的變化，通常會有更高的精度，使用加權信號點求和的逐點計算公式［14］為：

Van Acker等［15］使用GC/MC-ICP-MS測定含氯脂肪族碳氫化合物中的氯同位素比值時，采用全峰積分法處理瞬態信號，發現峰尾信號對同位素比值的準確性有重要影響。因此，采用全峰積分法時需要準確確定色譜峰的起始和結束位置，尤其是拖尾的色譜峰，保留色譜峰的整個峰尾直至背景上沒有可識別的信號才能確保精度和準確度。Karasinski 等［16］采用IC/MC-ICP-MS 測定鎂同位素比值時，通過IC將Mg與干擾基體分離，采用全峰積分法處理瞬態信號，得到了較好的精度（約為0.15‰，2SD）。

Wehmeier 等［17］通過GC/MC-ICP-MS 測定三甲基銻中銻的同位素比值時，采用峰面積積分法和逐點計算法分別處理瞬態信號，計算同位素比值。結果顯示采用梯形面積積分法對全峰和峰中心積分可獲得最佳精度，相對標準偏差（RSD）分別為0.08%和0.02%。其中，峰中心積分法的精度更好，這是因為采用全峰積分法，減去背景基線時會引入誤差，而這種誤差在小信號（如峰尾端）時尤為明顯。但研究者也指出，采用峰中心積分法得到準確同位素比值需要色譜分餾是圍繞峰中心對稱分布的。

線性回歸斜率法是指在處理瞬態信號時，對元素的兩個同位素信號強度進行線性擬合，這些數據點的最佳線性擬合的斜率即表示同位素比值（如圖2C，橫坐標和縱坐標的yE 和xE 分別表示同位素yE和xE的信號強度）。

Queipo-Abad 等［18］用GC/MC-ICP-MS 測定汞形態同位素組成時，對峰面積積分法、逐點計算法和線性回歸斜率法計算同位素比值進行了比較。3 種方法分別計算了在窄峰（2～5 s）和寬峰（20～25 s）條件下多個汞同位素的δ值。當使用窄GC 峰值時，測量以較短的積分時間執行（0.131 s 和0.262 s），而當使用較寬的峰值時，則使用較長的積分時間（0.524 s和1.049 s）。在不同的實驗條件下，獨立測量了δ202Hg（Ⅱ）的平均值（‰）（n=8）。結果表明，采用線性回歸斜率法，在321～641 個采集點之間選擇較窄的氣相色譜峰，獲得了最佳的外精度。在此條件下，所有δ值的2SD 范圍為0.236‰～0.590‰。結果表明，使用線性回歸斜率法時，從背景中包含足夠數量的采集點至關重要。當使用較窄的峰時獲得了更好的外部再現性，這可能是由于在處理窄峰時，峰值的靈敏度更高，積分時間更短，數據點數量增加。

Horst等［19］采用GC/MC-ICP-MS 測定揮發性脂肪族化合物中δ37Cl，分別采用線性回歸斜率法和常用的面積積分法計算同位素比值。采用線性回歸斜率法時，采集在瞬態信號的每個時間點上37Cl和35Cl的信號強度并進行線性擬合，最佳線性擬合的斜率表示同位素比值37/35Cl；采用面積積分法時，37/35Cl比值的計算是用37Cl 信號的面積除以35Cl 信號的面積。結果表明，由于對背景信號的變化和噪聲不敏感，線性回歸斜率法具有更高的測試精度，對10 個CH3Cl 樣品序列進行線性回歸分析的儀器精密度為0.1‰，積分方法的精密度為0.15‰。為進一步評價該方法，研究還通過改變參數計算了具有較大拖尾的瞬態信號的同位素比值（改變納入計算范圍的色譜峰末端的位置，納入計算范圍的色譜峰前端的位置保持不變）。結果表明，即使在最極端的情況下僅使用了一半的信號，采用線性回歸斜率法也未使同位素比值改變超過±0.15‰。

目前已有許多研究采用線性回歸斜率法處理瞬態信號并得到了較好的結果。Epov 等［20］采用GC/MC-ICP-MS 測定汞形態同位素比值時，通過線性回歸斜率法處理瞬態信號提高了準確性和精度（2SD=0.2‰～0.5‰）。Martinez等［21］通過LC/MC-ICP-MS在線分離測定水樣中的亞硫酸鹽、硫酸鹽和硫代硫酸鹽的δ34S時，用線性回歸斜率法計算同位素比值，得到進樣1 μg硫時，δ34S的不確定度小于0.25‰，重現性小于0.5‰。通過計算表明，選擇斜率標準差最小化來定義線性回歸斜率法計算的峰值區域提高了精度，并顯著降低了不確定性。Kümmel 等［22］采用中分辨和低分辨率模式的GC/MC-ICPMS 實現了有機化合物特定形態中δ33S 和δ34S 的同時分析。采用線性回歸斜率法計算同位素比值，結果表明進樣量大于100 pmol 硫時，δ33S 和δ34S 的分析不確定度通常優于± 0.2‰（σ）。Sanabria-Ortega等［13］通過GC/MC-ICP-MS聯用在線分離測定了鉛同位素比值，同樣發現采用線性回歸斜率法得到了較好的計算精度和準確度。當進樣1.2 ng 乙基化后的SRM NIST 981 鉛溶液時，對于208/206Pb 和207/206Pb，精度（2RSDEXT，n=21）分別為49、69 ppm，實驗結果與參考值的偏差均優于0.003 3‰和0.000 7‰。

此外，通過調整色譜峰的形狀可以有效提高同位素分析的精度。Garciá-Ruiz等［23］使用IC與MCICP-MS 聯用測定鍶同位素比值時，通過調節進樣量、樣品和流動相的基體性質，得到了銣和鍶2 種元素的信號均為平頂峰，發現在獲得的平頂峰平臺上有1 個穩定信號，可在3 min 內測量同位素比值。通過逐點計算法可以獲得很好的精度。但是，并非所有元素的色譜分離都可以得到很好的平頂峰。

現有研究表明，采用全峰積分法時，需要保留色譜峰的整個峰尾直至背景上沒有可識別的信號，才可最大程度地確保精度和準確度。另外，在采用全峰積分法時，減去背景基線時會引入誤差，而這種誤差在小信號（如峰尾端）時尤為明顯。采用峰中心積分法可能比全峰積分法得到更好的同位素測試精密度，但得到準確同位素比值需要色譜分餾是圍繞峰中心對稱分布的。由于受到瞬態信號寬度的限制，逐點計算法受到可用于峰內平均同位素比值的點數的限制，盡管通過擴大色譜峰的寬度來增加點的數量可以提高測試精密度，但該方法會導致信號強度降低，甚至會導致不同元素或者形態色譜峰分辨率的降低從而影響形態同位素比值的測定。線性回歸斜率法對背景信號的變化和噪聲不敏感，對最密集的點賦予了更高的權重。采用線性回歸斜率法時，較窄的峰的峰值靈敏度更高，積分時間更短，數據點數量增加，可獲得更好的外部再現性。通過選擇斜率標準差最小化來定義線性回歸斜率法計算的峰值區域可以提高精度，并顯著降低綜合不確定性。因此，目前越來越多的研究更傾向于采用線性回歸斜率法處理瞬態信號。

2 質量歧視校正

在使用MC-ICP-MS 測定元素同位素比值的過程中，儀器分析過程會引起不必要的同位素分餾，即質量歧視效應。例如碰撞散射［24］和空間電荷效應［25］可能會造成質量歧視效應，從而嚴重地影響同位素測定精度。傳統的校正質量歧視效應的方法主要是內標法（Elemental doping）、標準-樣品交叉法（Standard sample bracketing，SSB）和雙稀釋劑法（Double spike，DS）。

色譜與MC-ICP-MS聯用在線分析同位素組成時，一方面除儀器自身的質量歧視效應外，色譜分離過程中同樣可能會發生同位素分餾；另一方面，由于采集的是瞬態信號，法拉第前置放大器的響應速度會難以準確記錄離子流的快速變化，因此同樣可能會造成同位素比值的漂移［26］。色譜與MCICP-MS聯用研究中，研究人員陸續發展了不同的質量歧視校正方法來校正同位素比值漂移。

Guéguen等［27］用LC/MC-ICP-MS測量核應用中的釹同位素比值時，發展了內注射標準-樣品交叉法（IISSB），以在Nd 洗脫峰前后引入參考標準品為基礎進行質量偏差校正。由于在輻照樣品中釹的比例不固定，所以無法使用自身的同位素比值校正質量歧視效應，因此研究者采用SSB 法以消除基質效應，提出必須在與樣品相同的條件下通過LC系統進樣；而且為了獲得最佳性能，要求樣本和兩個標準之間的分析時間很短。在開發的IISSB 方法中，為優化交叉標準注射和梯度匹配，研究者設計了一種“雙進樣LC/MC-ICP-MS”特殊裝置（如圖3），保證了樣品和標準之間的基質匹配。所得Nd測試結果與采用離線分離、SSB法得到的結果相當。

圖3 LC/MC-ICP-MS系統（A）與雙進樣LC/MC-ICP-MS系統（B）［27］Fig.3 LC/MC-ICP-MS system（A）and the dual inlet LC/MC-ICP-MS system（B）［27］

用MC-ICP-MS在瞬態信號中測定同位素比值時，通常在信號采集過程中會發生同位素信號比值的漂移。這種“同位素漂移”與法拉第探測器配置中相關的放大器響應時間滯后（盡管比較小，但各法拉第杯響應時間會有明顯差異）有關。Gourgiotis 等［28］提出了一種將瞬態同位素信號同步的方法—內部信號同步法（MISS），使用原始同位素信號的比值量化放大器之間的時間滯后，校正了同位素比值漂移。采用LC/MC-ICP-MS 分析Nd 同位素比值時，同位素漂移主要來自LC 和檢測系統兩個部分，Gourgiotis 等［26］首先利用MC-ICP-MS 放大器的時間常數成功校正了檢測系統產生的同位素漂移，校正后，可以明顯看到來自LC 的漂移。進一步地，使用MISS 有效地校正色譜漂移和計算釹同位素之間的時間滯后（0.003 6 s/amu）。根據漂移校正數據（色譜和電子漂移校正）計算出6 次注射的Nd 比值，并與Guéguen 等在未進行漂移校正情況下獲得的結果（原始數據）進行比較。經MISS 校正后的142Nd/144Nd、146Nd/144Nd 和150Nd/144Nd 的重復性分別提高了1.5、1.7 和2.7 倍，但對于其余的比值，MISS 未產生改善效果。值得說明的是，MISS可以顯著提高單次進樣的同位素比值的不確定性，而不是比值的重復性。

Martinez等［21］通過LC/MC-ICP-MS在線分離測定水樣中亞硫酸鹽、硫酸鹽和硫代硫酸鹽的δ34S時，提出了一種基于樣品中直接添加內標三甲基氯化亞砜（TMSO）的新方法（IS）來校正質量歧視效應。圖4顯示了由元素分析儀-同位素比值質譜儀（EA-IRMS）測量的所有分析溶液中不同物質的δ34S值，以及用LC/MC-ICP-MS采用不同校正方法（IS、CUB、ISEC、CSB）得到的δ34S值。其中，CUB是指分別在每個樣本之前和之后進行的TMSO測量的標準-樣品交叉法；ISEC是指首先用IS方法計算，并在整個分析過程中分析每個陰離子的標準，建立每個陰離子的校準曲線，然后用于校正δ34S值；CSB是指標準與樣品是相同的陰離子的標準-樣品交叉法。結果表明，當使用ISEC時，質量偏差和柱上同位素分餾分別通過在樣品中加入內標和外標法進行了校正，ISEC是同時測定亞硫酸鹽、硫酸鹽和硫代硫酸鹽中δ34S的最準確和穩健的方法。

圖4 對比EA-IRMS（50 μg S，n ≥2）和LC/MC-ICP-MS（1 μg S）測定混合標準溶液1、2和3中不同物質的δ34S［21］Fig.4 δ34S of different substances in standard solutions 1，2 and 3 measured by EA-IRMS（50 μg S，n ≥2）and LC/MC-ICP-MS（1 μg S）［21］

色譜與MC-ICP-MS聯用在線分離測定同位素比值時，因樣品和標樣的濃度和基體不匹配、色譜分離時發生同位素分餾、采集瞬態信號產生的同位素漂移等問題，采用傳統的內標法和標準-樣品交叉法來校正質量歧視效應通常無法直接滿足色譜聯用時的同位素測試要求。從現有研究來看，根據不同的測試條件，往往需要在現有基礎上改進和發展新的校正方法（如IISSB、ISEC、MISS 等）以獲得準確的同位素比值。

3 典型應用

3.1 鹵素

含氯脂肪族碳氫化合物（CAHs），如三氯乙烯（TCE）和四氯乙烯（PCE），是廣泛存在的地下水污染物，且會保留相對較長的時間。通過碳和氯的穩定同位素組成可以表征CAHs 的降解情況。Van Acker等［15］采用GC/MC-ICP-MS 成功分離并測定了模擬CAHs 樣品中TCE 和PCE 的氯同位素比值，含24～165 μg 氯的樣品的δ37Cl 測量精度為0.12‰（2SE）。雖然該方法的精確度不如穩定同位素比值質譜，但具有快速分析多組分混合物中每種CAHs的能力，且降低了樣品制備的復雜性，大大縮減了分析時間，具有對環境污染樣品進行Cl同位素分析的潛力。Horst等［19］使用GC/MC-ICP-MS同樣分離測定了實驗室模擬樣品的揮發性脂肪族化合物中的不同形態氯同位素比值，得到了與傳統的離線雙入口同位素比值質譜儀（DI-IRMS）一致的結果。這種簡單的方法適用于揮發性脂肪族化合物的環境和實驗室樣品，例如來自受污染含水層的環境樣品，從而表征有機化合物的來源、轉化途徑等。Renpenning 等［29］建立了GC/MC-ICP-MS測定半揮發性有機物中不同形態37Cl/35Cl值的方法，進一步擴大了可分析化合物的范圍，混合物的分析精度通常優于±0.3‰，準確度在±0.2‰以內。Lihl 等［30］在合成氯形態同位素標準物質時，利用GC/MC-ICP-MS測定氯同位素比值。

Wu等［31］利用開發的GC/MC-ICP-MS技術研究了食物網中六氯化苯（HCH）的轉化反應。從3個不同的污染地點采集了HCH污染的土壤、植物、牛/水牛奶和糞便、野生動物肝臟和海豹脂肪進行分析，測定α-HCH和β-HCH的同位素組成，以分析與潛在食物網反應運輸相關的轉化過程。發現α-HCH的同位素組成δ37Cl 變化范圍為-0.86‰～4.33‰，變化高達5.19‰；β-HCH 的同位素組成δ37Cl 變化范圍為-2.19‰～4.21‰，變化高達6.40‰。作為來源的3個HCH淤泥樣品中δ37Cl的同位素組成的平均值分別為-1.38‰±0.57‰（α-HCH）和-1.27‰ ±0.69‰（β-HCH）。與來源相比，土壤和植物對α-HCH 的δ37Cl最大富集達2.54‰，表明植物對HCH的吸收會導致Cl的同位素分餾，這可能是根際生物降解或植物體內生物降解的結果。與文獻報道的HCH來源的同位素組成相比，在牛乳、牛糞和海豹脂肪中獲得的HCH同位素值比文獻報道的來源范圍上限更大（δ37Cl為3.79‰）。糞便和牛奶中有強烈的同位素富集，表明HCH在牛/水牛代謝過程中可能在消化道發生降解。牛奶、肝臟和海豹脂肪中HCH的顯著同位素富集進一步表明，在高強度的代謝后，只有一部分殘留在脂肪中積累。HCH殘留組分的同位素富集反映了高等生物的代謝降解改變了生物體內HCH的濃度，因此殘留部分的濃度不能充分代表生物暴露。

溴同位素組成對環境中有機溴的降解監測和源解析具有潛在的診斷價值。Holmstrand 等［32］將GC/MC-ICP-MS 用于含2，2′，4，4′-四溴聯苯醚（BDE-47）和甲氧基-2，2′，4，4′-四溴聯苯醚（MeO-BDE-47）的環境樣品中溴同位素比值的測定，該樣本是從一只擱淺在瑞典西海岸的突吻鯨的鯨脂中提取。使用BDE-47 組分作為同位素參考，在相隔1 個月的2 次分析中，同位素組成（Δ81Br）的平均差異為-0.3%±0.7%（1 s，n=6）。BDE-47 和MeO-BDE-47 在δ81Br 上的差異可以忽略，表明BDE-47和MeO-BDE-47 的形成機制非常相似。因此，這兩種化合物可能有相似的來源，或是同位素效應的差異（如果有不同的形成途徑）小于目前可以解析的。

3.2 金屬元素

汞是一種全球性污染物，其生物地球化學循環與形態密切相關，如汞能以Hg0的形態從水生系統揮發到大氣中；以Hg（Ⅱ）的形態從大氣中沉降；在水環境中甲基化生成有毒的甲基汞；由于甲基汞在生物鏈中有更大的營養轉移效率，汞在食物鏈中可以產生強的生物積累效應等［33-34］。Epov 等［33］采用GC/MC-ICP-MS同時測定了不同汞形態的同位素組成，獲得的δ202Hg外精度2SD為0.56‰，這是首次報道的能夠測定實際樣品中特定形態汞穩定同位素組成的分析方法。研究者采用GC/MC-ICP-MS 測量了3種不同樣品的汞同位素比值：標準物質BCR-CRM-464（金槍魚）、標準物質IAEA-085（人發）和二次參比標準UM-Almadén。根據測量結果，發現BCR-CRM-464（金槍魚）偶數同位素符合質量分餾（MDF）規律，而奇數同位素有強烈的非質量分餾（MIF）。Rodríguez-González 等［34］采用GC/MCICP-MS 法，首次報道了厭氧細菌在黑暗條件下Hg（Ⅱ）甲基化過程中汞的穩定同位素分餾。結果表明，在黑暗條件、厭氧細菌存在情況下，Hg（Ⅱ）的甲基化導致Hg（Ⅱ）底物和產生的單甲基汞（MMHg）的汞同位素的MDF。這種過程在細菌的指數增長下發生，發現這種細菌優先甲基化汞的輕同位素。在連續培養96 h，單次采樣培養140 h后，在相同的細胞密度下觀察到樣品分餾趨勢的變化，說明同時平衡甲基化程度（如去甲基化）的過程的貢獻增加。

鉛同位素在地質年代學、污染來源示蹤等研究中應用日益廣泛，也有學者開展了與色譜聯用快速分析鉛同位素的研究。Sanabria-Ortega 等［13］提出了一種GC/MC-ICP-MS 在線分離測定復雜基質中鉛同位素比值的方法，并應用于瀝青質、原油和干酪根樣品中的鉛同位素分析。樣品經酸消解后，鉛被乙基化為PbEt4，以異辛烷萃取分離后用GC/MC-ICP-MS 進行分析。測定結果與傳統過柱純化后在“干”和“濕”等離子體條件下得到的結果有很好的一致性。與傳統方法相比，該方法的主要優點為：①樣品制備簡單，制備和測量時間縮短了15倍；②無需樣品蒸發而實現了樣品預濃縮，減少了交叉污染；③降低高純試劑（如酸）的消耗量，從而降低操作成本。Penanes等［35］采用LC/MC-ICP-MS實現了考古材料中鉛同位素比值的直接測定，不需要傳統的離線分離富集純化步驟。但該方法僅適用于鉛含量高于500 μg/g的樣品，對于低濃度樣品仍需要預濃縮。

鍶同位素常被用作示蹤劑應用于環境樣品、食物樣品等的溯源研究。Garciá-Ruiz 等［23］采用IC 與MC-ICP-MS聯用，在線分離干擾元素并測定鍶同位素比值。該方法適用于廣泛樣品基質中鍶同位素的測定，已被應用于蘋果酒、土壤滲濾液、蘋果葉和蘋果樣品，以研究鍶同位素比值在土壤-樹-蘋果酒系統中的遷移［36］。Rodríguez-Castrillón 等［37］采用離子交換色譜與MC-ICP-MS聯用在線分離測定鍶同位素比值，在鍶含量為50 ng/g 時得到88/87Sr 的精度為0.006%～0.010%，并使用該方法成功測定了英格蘭和西班牙的蘋果酒樣品中的鍶同位素比值。

由于銻的廣泛使用和銻的開采及冶煉活動，大量銻被釋放到環境中，造成了嚴重的銻污染。因此，銻同位素在環境系統中的研究也日益受到重視［38］。Wehmeier 等［17］采用GC/MC-ICP-MS 測定三甲基銻中的銻同位素比值，測定了來自實驗室污水污泥發酵罐的真實樣本，并觀察到生物產生的三甲基銻的同位素分餾（δ123Sb+10‰和+19‰），說明當銻被厭氧細菌甲基化時會發生同位素分餾。

上述結果表明，色譜與MC-ICP-MS聯用進行金屬同位素的研究還較少，而且主要集中在同位素比值差異較大的放射性成因的同位素分析，這主要是因為金屬穩定同位素在自然樣品中的分餾較小，而聯用形態同位素分析技術提供的同位素測試精度仍需進一步改善以滿足實際需求。

3.3 硫

硫是一種重要的微量元素，廣泛參與生物地球化學過程，而且在某些污染物的生物降解中發揮重要作用。因此，測量不同化合物或環境樣品中硫同位素組成對于了解硫循環，研究與硫氧化還原反應相關的同位素分餾非常有用。Santamaria-Fernandez等［39］發展了通過HPLC/MC-ICP-MS測量S同位素來鑒別1種抗病毒藥物真偽的方法。研究人員分析了從制藥合作方收集的417片藥（每批3片，n=139），測試得到每批藥片的平均δ34S。結果發現大多數藥片（n= 96）的δ34S = 3.6‰，不確定度為1‰（n= 96，k=2），這些藥片被確認為正品。但部分藥片（n=23）的δ34S與之顯著不同，可能是假藥。

此外，色譜與MC-ICP-MS 聯用技術還可用于同位素示蹤的研究中。San Blas 等［40-41］采用HPLC/MC-ICP-MS在線分離測定了小鼠口服34S標記酵母后尿液中的不同硫代謝物的硫同位素比值，通過對健康小鼠和前列腺癌小鼠的尿液代謝物進行硫同位素分析開展了硫代謝研究。研究者分別分析了尿液中總的硫同位素組成和不同代謝物中的硫同位素組成，發現使用富含34S的酵母，測量示蹤或被示蹤物同位素比值可以用于區分健康小鼠和前列腺癌小鼠。結果表明，硫同位素富集程度不隨疾病的進展而增加，因此在前列腺癌的第一階段，患有前列腺癌的小鼠可與健康的小鼠區分開。Ullrich 等［42］采用IC/MC-ICP-MS 進行硫同位素分析，觀測硫代砷酸鹽（［HAsVSn-IIO4-n］2-，n=1～4）在非生物氧化過程中的分餾。應用此方法發現，一硫代砷酸鹽在氧化過程中與產物硫酸鹽相比，分餾高達6.1‰；由于與硫化物分子間同位素交換，一硫代砷酸鹽的硫同位素富集可達9.1‰。而四硫代砷酸鹽通過三硫代砷酸鹽和二硫代砷酸鹽氧化成一硫代砷酸鹽并未導致分餾。這些結果有助于闡明硫代砷酸鹽轉化的途徑，從而為硫環境同位素分餾模式的解釋提供了有價值的信息。Martinez等［21］采用LC/MC-ICP-MS在線分離測定了水樣中的亞硫酸鹽、硫酸鹽和硫代硫酸鹽的δ34S，當注入1 μg 硫時綜合不確定度小于0.25‰，再現性低于0.5‰。該方法可應用于大多數的環境水樣，可作為研究形成亞硫酸鹽和硫代硫酸鹽等中間價硫陰離子的硫氧化還原過程的有力工具。Faβbender等［43］建立了CE與MC-ICP-MS 聯用在線硫同位素分析方法，測定硫酸鹽δ34S 值的精度為2SD=0.3‰～1.3‰。而IRMS 對位于亞洲、歐洲和北美的許多不同河流系統的河水中硫酸鹽的硫同位素分析結果表明，δ34S值在-4‰～+18‰之間，因而使用CE/MC-ICP-MS 足以揭示不同河流系統中硫酸鹽-δ34S 的差異。Kümmel 等［22］采用中分辨和低質量分辨率模式的GC/MC-ICP-MS實現了有機化合物特定形態中δ33S和δ34S的同時分析，并將該方法應用于工業生產的有機化合物的δ33S和δ34S同位素分析。對4種工業生產的有機化合物（噻吩（THI）、四氫噻吩（THT）、二乙基硫醚（DES）和二甲基二硫醚（DMDS））的混合物進行了測量，這些化合物的δ33S 和δ34S 之間具有質量分餾趨勢（Δ33S ≤±0.2‰）。將DMDS 暴露于紫外輻射3 h 引起光解降解并測定了非質量分餾（MIF），結果表明通過直接光解降解二甲基二硫醚會產生微小但顯著的MIF（Δ33S = 0.55‰ ±0.04‰，n=3），表明該方法對這些類型的研究具有足夠的靈敏度。

3.4 其他

色譜與MC-ICP-MS 聯用方法同樣被應用于核材料的分析。Günther-Leopold 等［44］用HPLC/MCICP-MS 分離干擾元素，在線測定了核燃料樣品中的钚同位素比值。外部重現性為0.04%～0.2%（2SD），且無需繁瑣的樣品前處理過程（尤其是對于需特別預防的放射性物質）。Caruso等［45］采用HPLC/MC-ICP-MS 分別測定了4 根輻照燃料棒中的Gs、Eu 同位素，大多數樣品的同位素測試統計誤差在0.4%～0.8%（1σ）范圍內。Guéguen 等［27，46］采用LC/MC-ICP-MS 測定了核樣品中的Gd、Eu、Sm、Nd同位素比值，并對模擬樣品進行分析驗證了該方法的可行性，幾乎所有同位素比值的重現性均優于2‰（k=2）。Martelat等［47-48］采用CE/MC-ICP-MS分別實現了在線Nd、U、Pu同位素比值的測定。

硅同位素作為生物地球化學示蹤劑，已被用于研究自然界的各種過程，如風化和生物過程，提高了人們對全球硅生物地球化學循環的認識。Yang 等［49］采用離子排阻色譜（IEC）與MC-ICP-MS 耦合在線測定了天然水體和幾種商業硅標準中的硅同位素比值，發現硅同位素比值不僅在幾種商業硅標準中存在顯著差異，而且在天然水體中也存在顯著差異。Zakon等［50］采用GC/MC-ICP-MS測定了有機化合物中的碳同位素比值δ13C，對于含有低至0.6 nmol 碳的樣品其精度為0.3‰（1σ），驗證了GC/MCICP-MS 聯用技術可用于有機化合物單體中δ13C 的精確分析。Karasinski 等［16］采用IC/MC-ICP-MS 分別在濕和干等離子體條件下精確測定了鎂同位素比值，對富基質天然水和巖石樣品進行了鎂同位素分析。濕等離子體和干等離子體條件下的鎂同位素比值精度均很好，一般為0.15‰（2SD），兩者均可與離線Mg分離和連續測量相媲美。

4 結 論

色譜與MC-ICP-MS 聯用測定同位素比值，不僅具有MC-ICP-MS 測定同位素比值的優勢，而且由于色譜的分離作用，可以：①將待測元素與干擾離子和基體有效在線分離，大大縮減了樣品預處理時間，有望提高同位素測試的效率和改善分析自動化水平；②將同一元素的不同形態分離開，測定特定元素形態的同位素比值，從而獲取比總量同位素比值更豐富、更有效的信息；③使同時分析多個元素形態的同位素比值成為可能。

色譜與MC-ICP-MS聯用在線分析的主要挑戰是瞬態信號的處理和分析過程中的質量歧視校正。大量文獻表明，線性回歸斜率法是處理瞬態信號計算同位素比值的最好方法。根據不同的測試條件，通常需在內標法和標準-樣品交叉法的基礎上發展新的校正方法（如IISSB、ISEC、MISS等）來校正質量歧視效應。

目前，采用色譜與MC-ICP-MS聯用在線分離測定同位素比值的研究越來越多。但形態同位素分析的技術還不是十分成熟，分析精度仍需進一步提高。例如Entwisle 等［51］采用高效液相色譜和冷蒸氣發生多接收電感耦合等離子體質譜（CVG/MC-ICP-MS）聯用測定了魚組織中甲基汞的汞同位素比值，對在線耦合和離線測量進行了比較和評估，發現離線測量是更加穩定且可重復的分析方法。因此，仍需要進一步完善分析方法，找到更好的瞬態信號處理和校正質量歧視效應的方法，克服流動相基體對同位素測試的影響以及流速匹配的問題，進一步提高分析速度和同位素測試精度，使其能發揮更大的作用。一方面，需要建立更有效的顯著降低色譜同位素分餾的形態分離方法；另一方面，色譜在線同位素分析對接口以及MC-ICP-MS質譜儀器的性能同樣有了更高的要求，迫切需要提高樣品的利用效率以及檢測靈敏度來得到更理想的同位素分析精度。總之，通過形態同位素分析，可以了解不同元素形態的生物地球化學循環過程，為解決各種生命和環境問題提供更有效的信息，因此形態同位素分析在地球科學、環境、生命科學以及化學等領域將會發揮越來越重要的作用，但其廣泛應用還有賴于可形態分析的同位素體系的擴展與分析方法性能的有效提升。