同位素稀釋-氣相色譜高分辨磁質(zhì)譜法測定土壤中鹵代咔唑

摘 要：鹵代咔唑（PHCZs）是一類新型環(huán)境持久性有機(jī)污染物，因其具有類似二噁英的毒性、環(huán)境難降解性和生物體積累性，近年來受到廣泛關(guān)注。本研究建立了同位素稀釋-氣相色譜高分辨磁質(zhì)譜法測定土壤中11種PHCZs的方法，該方法以快速溶劑萃取法提取試樣，結(jié)合串聯(lián)硅膠-炭柱凈化方法，實(shí)現(xiàn)PHCZs的有效凈化和準(zhǔn)確測定，方法檢出限0.40～2.77 pg/g。在不同添加濃度下，PHCZs回收率分別為86.3%～112.5%、90.3%～104.6%、95.3%～107.6%。采用本方法測定垃圾焚燒廠周邊土壤樣品，結(jié)果表明PHCZs總毒性當(dāng)量為0.0043～1.4 pg TEQ/g dw。

關(guān)鍵詞： 鹵代咔唑，持久性有機(jī)污染物，同位素稀釋，高分辨磁質(zhì)譜，土壤

DOI編碼：10.3969/j.issn.1002-5944.2024.24.037

0 引 言

鹵代咔唑（PHCZs）是指咔唑的氫原子被鹵素原子（Cl、Br、I）所取代的一類化合物，根據(jù)取代鹵素原子種類的不同，可分為氯代咔唑、溴代咔唑、碘代咔唑及混合取代咔唑。根據(jù)鹵素原子取代位置的變化，同一鹵素取代的PHCZs共有135種同系物。PHCZs是一類重要的合成中間體，可用于合成光電材料、染料等，如3，6-二溴咔唑、3，6-二碘咔唑、2，7-二溴咔唑、2，7-二氯咔唑等[1]。研究表明PHCZs具有類似于二噁英的毒性[2]，同時還具有很強(qiáng)的環(huán)境難降解性和生物體積累性。

針對這類新型的環(huán)境持久性有機(jī)污染物，檢測方法主要有氣相色譜質(zhì)譜法（GC-MS）[3 -5 ]、氣相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法（GC-MS/MS）[6-7]、高分辨率氣相色譜法（GC-HRGC）[8-10]、高效液相色譜質(zhì)譜法（HPLC-MS/MS）[11]等。在已報道的檢測方法中，樣品類型主要為沉積物，土壤、水質(zhì)等其他類型樣品的檢測方法較少。其次，樣品凈化多采用兩種或兩種以上不同凈化柱聯(lián)合進(jìn)行，如硅膠/氧化鋁柱、硅膠/氧化鋁柱+C18SPE、色譜+SPE，使用單一凈化柱[6，11]，不能有效去除樣品中的干擾物質(zhì)。使用氧化鋁柱凈化[12]，尤其是中性氧化鋁柱，則會導(dǎo)致明顯的基質(zhì)效應(yīng)。再次，由于鹵代咔唑含量低、同類物多，且PCB、DDT等污染物在土壤中廣泛存在，低分辨質(zhì)譜難以滿足檢測需要。與之相比，高分辨質(zhì)譜可以給出更高的靈敏度、更低的檢出限。

同位素稀釋方法是測定痕量持久性有機(jī)污染物常用測定方法，在PCDD/Fs、PCB、PBDE測定中均有應(yīng)用。已報道的PHCZs測定方法多采用同位素標(biāo)記的PCB、FBDE或PAH等作為替代物，而這些化合物在結(jié)構(gòu)和極性等方面與PHCZs是有較大區(qū)別，難以準(zhǔn)確反映提取和凈化過程中PHCZs濃度的變化，影響定量準(zhǔn)確性。鑒于此，本研究采用氣相色譜高分辨磁質(zhì)譜，結(jié)合快速溶劑萃取和硅膠/活性炭串聯(lián)凈化技術(shù)，測定土壤中PHCZs。該方法選擇性好，可操作性強(qiáng)，可滿足準(zhǔn)確測定土壤中PHCZs的需求，為研究PHCZs的環(huán)境分布、來源解析及風(fēng)險識別提供有力支撐。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)儀器

DFS高分辨氣相色譜-高分辨磁質(zhì)譜儀，美國Thermo Fisher公司；FD8-3T凍干機(jī)，金西盟（北京）儀器公司；ASE350快速溶劑萃取儀，美國ThermoFisher公司；RV10旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀，德國IKA公司。

1.2 試劑與標(biāo)準(zhǔn)品

標(biāo)準(zhǔn)品：11種PHCZs混合標(biāo)準(zhǔn)溶液，2.5 μg /mL；凈化內(nèi)標(biāo)混合標(biāo)準(zhǔn)溶液13C12-36-CCZ、13C12-1368-CCZ，50 μg/mL；回收率內(nèi)標(biāo)混合標(biāo)準(zhǔn)溶液13C12-1234-TCDD、13C12-123789-HxCDD，200 pg/μL，采購于北京聯(lián)眾行科技有限公司。

試劑：正己烷、二氯甲烷為色譜級，甲苯為農(nóng)殘級。

凈化柱：HT SPARKLE串聯(lián)硅膠-炭凈化柱，北京輝騰科技有限公司。

土壤樣品：S01～S12樣品來自天津某垃圾焚燒廠周邊地塊，于4℃保存。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 儀器條件

色譜條件：DB-5MS二噁英專用柱（50 m*0.25mm*0.1 μm）分離，載氣為氦氣，不分流進(jìn)樣，流速1.0 mL/min，初始溫度120℃，保持3 min，然后以5℃/min升至300℃保持10 min。

質(zhì)譜條件：電子轟擊離子源（EI），電離能45eV，傳輸線溫度280℃，離子源溫度250℃。

提取條件：110℃，循環(huán)2次，二氯甲烷/正己烷1：1，洗滌體積60%，靜置8 min，吹掃2 min。

1.3.2 標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)配置

11種PHC Z s混合標(biāo)準(zhǔn)溶液用異辛烷稀釋至500 pg/μL、50 pg/μL中間液，凈化內(nèi)標(biāo)混合標(biāo)準(zhǔn)溶液用異辛烷稀釋至1000 pg/μL中間液，分別移取PHCZs混合中間液（50 pg/μL）1 μL、10 μL、凈化內(nèi)標(biāo)混合中間液（1000 pg/μL）5 μL、回收率內(nèi)標(biāo)25 μL至樣品瓶中，異辛烷稀釋至50 μL，制得濃度為1 pg/μL、10 pg/μL的標(biāo)準(zhǔn)工作液；分別移取PHCZs混合中間液（500 pg/μL）5 μL、10 μL、凈化內(nèi)標(biāo)混合中間液（1000 pg/μL）5 μL、回收率內(nèi)標(biāo)25 μL至樣品瓶中，異辛烷稀釋至50 μL，制得濃度為50 pg/μL、100 pg/μL的標(biāo)準(zhǔn)工作液；分別移取PHCZs混合標(biāo)準(zhǔn)溶液（2.5 μg/mL）10 μL、20 μL、凈化內(nèi)標(biāo)混合中間液（1000 pg/μL）5 μL、回收率內(nèi)標(biāo)25 μL至樣品瓶中，異辛烷稀釋至5 0μL，制得濃度為50 0 pg /μL、1000 pg/μL的標(biāo)準(zhǔn)工作液。

1.3.3 樣品前處理方法

將土壤樣品冷凍干燥并研磨過篩（60目），準(zhǔn)確稱取5.0 g，與硅藻土混合后，添加提取內(nèi)標(biāo)。用快速溶劑萃取儀提取，得到提取液濃縮至1～2 mL，轉(zhuǎn)移至正己烷浸潤的串聯(lián)硅膠-炭凈化柱，100 mL正己烷淋洗，棄去硅膠柱，炭柱用30 mL正己烷/二氯甲烷（1：1）淋洗，棄去淋洗液，最后用80 mL甲苯淋洗炭柱，收集淋洗液，旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至近干，加入3～5 mL正己烷溶解，轉(zhuǎn)移至K-D濃縮管，氮吹繼續(xù)濃縮至20 μL，加入進(jìn)樣內(nèi)標(biāo)，GC-HRMS測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 提取條件優(yōu)化

快速溶劑萃取法是在高溫高壓條件下，提高溶劑對樣品中目標(biāo)物提取效率的方法，因此提取的溶劑、溫度會影響萃取效率。以正己烷/DCM（1：1）為提取溶劑，研究了80℃、100℃、120℃等不同溫度對提取效率的影響（如圖1所示），結(jié)果表明，在10 0℃條件下，PHCZs各目標(biāo)物的回收率均大于9 5%，滿足方法要求，同時升高溫度對回收率沒有明顯提升。在此溫度下，對比研究正己烷/ DCM（1：1）、DCM、甲苯等分析土壤中有機(jī)物常用提取溶劑，發(fā)現(xiàn)在此溫度下三種溶劑對目標(biāo)物的提取沒有明顯差別，綜合考慮萃取經(jīng)濟(jì)性和環(huán)保因素，選擇正己烷/DCM（1：1）為提取溶劑。

2.2 凈化溶劑優(yōu)化

串聯(lián)硅膠-炭凈化柱利用不同性質(zhì)的凈化材料吸附不同類型干擾物質(zhì)的能力，實(shí)現(xiàn)樣品凈化的目的，同時相對于分步凈化，減少中間溶劑濃縮、轉(zhuǎn)移等環(huán)節(jié)，提高凈化效率。由于凈化柱是上下串聯(lián)結(jié)構(gòu)，上部硅膠柱的淋洗溶劑極性和體積，會影響下部炭柱對目標(biāo)物的吸附效果。從圖2可以看出，比較正己烷、正己烷/DCM（2：1）、正己烷/DCM（1：1）三種淋洗液，當(dāng)其他條件保持與1.3.3相同時，極性大的淋洗液會造成炭柱對PHCZs吸附能力降低，尤其是低氯代目標(biāo)物，導(dǎo)致回收率嚴(yán)重下降。對正己烷淋洗體積的研究發(fā)現(xiàn)，100 mL正己烷即可以將目標(biāo)物完全洗脫至炭柱。

2.3 線性范圍、RF值與檢出限LOD

對1. 3. 2系列混合標(biāo)準(zhǔn)工作液進(jìn)行儀器分析（如圖3所示），計算目標(biāo)物與凈化內(nèi)標(biāo)間的RF值，以及凈化內(nèi)標(biāo)和回收率內(nèi)標(biāo)間的RF值（見表1），RF值的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差為0.82%～15.3%。按照1.3.3樣品前處理方法，平行測定7份添加水平為10 pg/g的樣品，計算標(biāo)準(zhǔn)偏差（S）和方法檢出限（LOD），L OD = t（n -1，0 . 9 9）*S（當(dāng)n =7時，t =3.14）。如表1所示，本方法檢出限為0.40～2.77 pg/g，低于GC/MS（28～95 pg/g）[4]、GC/MS/MS（4.54～52.9 pg/g）[6]、HPLC/MS/MS（3～220 pg/g）[11]等方法檢出限。與已報道的GC/HRMS（0.698～2.37 pg/g）相比[8]，檢出限總體上與之相當(dāng)，其中3-CCZ、36-CCZ和1368-CCZ等7個目標(biāo)物的檢出限低于文獻(xiàn)值。

2.4 回收率與精密度

按1.3.3進(jìn)行樣品前處理，按1.3.1氣相色譜質(zhì)譜條件測定，每個添加水平制備6份樣品，計算平均回收率及相對標(biāo)準(zhǔn)偏差，數(shù)據(jù)見表2。在10 pg、500pg和5000 pg添加濃度下，PHCZs的回收率分別為86.3%～112.5%、90.3%～104.6%、95.3%～107.6%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差分別為3.9%～10.2%、4.0%～8.3%、2.4%～6.2%。本研究采用同位素標(biāo)記的13C12-36-CCZ、13C12-1368-CCZ作為凈化內(nèi)標(biāo)，能夠更好地反映出目標(biāo)物在前處理階段的濃度變化。

2.5 樣品測定結(jié)果

應(yīng)用本研究建立的方法對12份土壤樣品中PHC Z s進(jìn)行測定，實(shí)驗(yàn)結(jié)果見表3。在12份樣品中，36 -CCZ、1368-CCZ、18-B-36 -CCZ檢出率為10 0 %，除2 3 67- C C Z外的其他PHC Zs檢出率均大于8 0%，2 3 6 7- C C Z僅在S 0 1樣品中檢出，濃度為13.67 pg /g dw。36 -C C Z是樣品中的主要單體，濃度為17.03～2105 pg /g dw，其次是1 3 6 8 - C C Z和3 - C C Z，濃度分別為5. 32～172 6 . 2 2 pg /g dw和3 4.62～749.98 pg /g dw。Tao等[ 7 ]在研究云南農(nóng)田土壤中發(fā)現(xiàn)主要污染單體為36 - CC Z。其他類型土壤的研究中[ 8 - 9，13]，同樣是以3 6 - CC Z為主要污染單體，本研究中檢出的主要單體種類與上述文獻(xiàn)報道一致。樣品中PHCZs總量為146.97～ 23752.47 pg/g dw，高于農(nóng)田土壤[7]（0.028～8.2 ng/g dw），低于垃圾拆解廠附近土壤（浙江臺州2.47～81.2 ng/g dw[8]、杭州0.896～41.36ng/g dw[13]）。參照Riddell等人報道的PHCZs毒性當(dāng)量因子（CYP4501A1）[14]，樣品中PHCZs總毒性當(dāng)量為0.0043～1.40 pg TEQ/g dw。

3 結(jié) 語

本研究建立了高分辨磁質(zhì)譜法測定土壤中PHC Zs的方法，該方法基于同位素稀釋法，以快速溶劑萃取儀提取試樣，結(jié)合串聯(lián)硅膠-炭柱凈化方法，用高分辨磁質(zhì)譜測定11種PHC Zs，在不同添加濃度下，回收率分別為86 . 3% ～112 . 5%、90.3%～104.6%、95.3%～107.6%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差分別為3.9%～10.2%、4.0%～8.3%、2.4%～6.2%，本方法準(zhǔn)確度高，定性定量可靠，可用于土壤中鹵代咔唑類化合物定性定量分析。

參考文獻(xiàn)

[1]林坤德，陳艷秋，袁東星，等.新型污染物鹵代咔唑的環(huán)境行為及生態(tài)毒理效應(yīng)[J].環(huán)境化學(xué)2016，37（4）：1576-1583.

[2]FANG M， GUO J， CHEN D， et al. Halogenated carbazoles induce cardiotoxicity in developing zebrafish（Danio rerio）embryos[J]. Environmental Toxicology and Chemistry， 2016，35： 2523-2529.

[3]ZHU H， ZHENG M， ZHENG L， et al. Distribution and ecotoxicological effects of polyhalogenated carbazoles in sediments from Jiaozhou Bay wetland[J]. Marine Pollution Bulletin.2019， 146： 393-398.

[4]ZHANG Y， ZHENG M， ZHENG M， et al. Polyhalogenated carbazoles in sediments from the intertidal zone of the New River Estuary， China： Distribution， inventory， and ecological risks[J]. Marine Pollution Bulletin.2019， 149：110632-110637.

[5]W U Y， MO O R E J ， G U O J ， e t a l . Mu l t i- r e s i d u e determination of polyhalogenated carbazoles in aquatic sediments[J]. Journal of Chromatography A2016， 1434：111-118.

[6]CHEN W， XIE Z， WOLSCHKE H， et al. Quantitative determination of ultra-trace carbazoles in sediments in the coastal environment[J]. Chemsphere， 2016， 150： 586-595.

[7]TAO W， Z HOU Z ， SH E N L ， et a l . D eter m i n at ion o f p o lyh a lo g e n a t e d c a r b a z o le s i n s o i l u si n g g a s ch r om a t o g r a p hy-t r iple q u a d r up ole t a n d e m m a s s spectrometry[J]. Science of the Total Environment， 2020，710： 135524-135530.

[8]ZHOU Y， ZHU G， LI M， et al. Method development for analyzing ultratrace polyhalogenated carbazoles in soil and sediment[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety， 2019，182：109470-109477.

[9]MUMBO J， PANDELOVA M， MERTES F， et al. The f i n ger pr i nt s o f d iox i n-l i ke br o m o c a r b a z ole s a nd chlorocarbazoles in selected forest soils in Germany[J].Chemosphere， 2016， 162： 64-72.

[10]MUMBO J， HENKELMANN B， ABDELAZIZ A， et al.Persistence and dioxin-like toxicity of carbazole and chlorocarbazoles in soil[J]. Environmental Science and Pollution Research， 2015， 22： 1344-1356.

[11]ZHOU W， H UA N G X ， L I N K ， e t a l . A n a ly si s o f polyhalogenated carbazoles in sediment using liquid c h r o m a t o g r a p h y–t a n d e m m a s s s p e c t r o m e t r y [ J ] .Ecotoxicology and Environmental Safety， 2019， 170：148-155.

[12]GUO J， LI Z， RANASINGHE P， et al. Spatial and temporal trends of polyhalogenated carbazoles in sediments of Upper Great Lakes： insights into their origin[J]. Environmental Science amp; Technology， 2017， 51： 89-97.

[13]ZHOU Y， SUN J， WANG L， et al. Multiple classes of chemical contaminants in soil from an e-waste disposal site in China： Occurrence and spatial distribution[J]. Science of the Total Environment， 2021， 752： 141924-141933.

[14]RIDDELL N， JIN U， SAFE S， et al. Characterization and biological potency of mono- to tetra-halogenated carbazoles[J]. Environmental Science amp; Technology， 2015，49： 10658-10666.

作者簡介

崔立遷，通信作者，博士，高級工程師，研究方向?yàn)楹哿坑袡C(jī)物分析。

（責(zé)任編輯：張瑞洋）

基金項目：本文受天津市市場監(jiān)督管理委員會科技計劃項目“土壤中鹵代咔唑分析方法研究”（項目編號：2021-W12）資助。