多环芳烃的海洋环境行为及其代谢产物的研究进展_李先国

综 述
多环芳烃的海洋环境行为及其代谢产物的研究进展
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李先国,张庆红,刘思敏,东野长旭
(中国海洋大学海洋化学理论与工程技术教育部重点实验室,山东青岛266100)
摘 要: 多环芳烃是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物,具有/三致0作用。

环境中多环芳烃的某些不完全代谢产物同样可能具有持久性,有些甚至比母体多环芳烃的毒性更强,有可能对环境造成更大的危害。

本文介绍了近年来国内外有关多环芳烃的海洋环境行为及其代谢产物毒性方面的研究进展,并重点对代谢产物的分析方法,包括高效液相色谱、气相色谱、气相色谱-质谱联用和液相色谱-质谱联用等,进行了总结,最后对该领域的研究方向进行了展望。

关键词: 多环芳烃;环境行为;代谢产物;毒性;分析方法
中图法分类号:P734.4+3 文献标识码: A 文章编号: 1672-5174(2009)03-467-09
多环芳烃(Poly cyclic Aromatic H ydrocarbons,简称PAH s)是一类具有/致癌、致畸和致基因突变0作用的持久性有机污染物(Persistent Organic Pollutants,POPs)。

PAHs 的来源很广,但大多是人为污染。

大气或水环境中PAHs 趋向于在颗粒物上富集,最终沉降于地表或者沉积物中,除对人类健康和陆地生态造成危害外,也对水生生物,尤其是底栖生物造成严重影响。

PAHs 在环境中发生降解的主要途径包括生物降解、化学降解和光降解。

在沉积物环境中,生物降解是最主要的降解途径。

降解过程的最理想结果是最终矿化生成CO 2,H 2O 和其他无机小分子化合物,从而彻底消除污染。

然而,降解过程中部分降解会导致其他有机化合物的生成,如果这些部分降解产物具有危害性和持久性,同样会造成严重的环境压力,最坏的情况是部分降解产物的毒性反而比母体污染物更高。

因此,无论从PAH s 代谢产物(PAH m)自身的毒性,还是通过生成的PAHm 了解PAHs 在环境中的降解途径,以便更好地了解PAH s 的环境命运来看,研究PAHm 都是十分有意义的。

目前,国内外研究PAHs 生物降解的有关报道很多,但基本上都是如何利用微生物降解消除PAHs 污染,相对来说关于PAH s 在自然环境条件下的环境命运及其降解转化产物和生物可利用性、致毒机理等方面的研究较少。

本文根据国内外大量文献报道,介绍了近年来有关PAHs 的海洋环境行为(重点介绍生物降解)及其代谢产物毒性方面的研究进展,并着重对PAH m 的分析方法进行了总结。

1 PAHs 的海洋环境行为
天然环境中的PAHs 主要来源于人类活动和能源
利用过程,少部分来源于森林火灾、火山活动、植物和生物的内源性合成等。

大气、水体、沉积物、土壤和生物体内都已检出PAHs,且其污染程度有越来越严重的
趋势[1]。

PAHs 一旦进入环境便受到自然界各种过程的影响,通过复杂的物理迁移、化学及生物转化反应,在大气圈-地圈-生物圈的多介质系统中不断改变其存在形式和分布状况。

早在1998年,赵云英等[1]就对天然环境中PAH s 的来源、分布、迁移转化规律及对生态环境的影响进行了较为全面的评述。

程家丽等[2]也对我国环境介质中PAHs 污染水平及特点进行了总结,葛成军等[3]综述了土壤环境中PAHs 的来源及其进入环境后的行为和归宿,并提出了PAH s 污染土壤的修复对策。

本文仅对PAHs 的海洋环境行为做一简单介绍。

早在1970年代,就有学者陆续研究和分析了海洋环境及海洋生物体中的PAHs 。

例如,Dunn 等人[4]的结果表明南加利福尼亚贻贝中苯并(
a)的背景值大多在0.1~2.3L g #kg -1之间,个别站点贻贝中高达8.2L g #kg -1,这主要与采样站点受人类活动影响程度有关。

海洋中的PAH s 主要通过陆源径流、生活和工业污水排放、大气沉降以及海上交通工具的排放和泄漏(包括事故)等途径输入,其主要环境行为包括吸附与分配、挥发、光化学转化、生物累积和微生物降解等等。

PAHs 在蒸馏水中的溶解度极小,但海洋中由于含有表面活性剂,其溶解度明显增加;尽管如此,海水中的PAHs 含量也并不高。

另一方面,由于PAHs 具有强烈的憎水性和吸附性,因而在海洋环境中大部分吸附在悬浮颗粒物上并最终进入沉积物中。

众多研究已经表明,吸附是控制PAHs 在海洋环境中迁移,转化及归
宿的重要过程[5]。

此外,由于其高的脂溶性,PAHs 容
X 基金项目:国家自然科学基金项目(20775074)资助
收稿日期:2008-11-25;修订日期:2009-03-06
作者简介:李先国(1965-),男,博士,教授,博导。

E -mail:lixg@
第39卷 第3期 2009年5月
中国海洋大学学报
PERIODICAL OF OCEAN UNIVERSITY OF CHINA
39(3):467~475M ay,2009
易转移至生物有机体内,生物累积效应非常显著。

暴露于受原油污染的海洋环境中90d后,乌贼组织中的主要PAHs近乎与原油中含量相同[6],萘和苯的富集倍数也分别高达150和450倍。

低环(尤其是双环) PAH s的挥发作用也是一重要的迁移过程[1]。

海水真光层中光化学氧化作用是PAH s迁移转化的另一种重要途径,吸附于颗粒物上的PAHs比溶解于水中的PAH s更易于光氧化;但沉积物中PAHs的光氧化作用很小[7]。

微生物降解是海洋环境(尤其是沉积物环境)中PAH s去除的最主要途径。

海洋环境中分布着数量极其庞大,种类繁多的微生物,在物质循环、能量流动、生态平衡及环境净化等方面担当着重要的角色。

好氧条件下微生物降解PAHs的研究相对较多。

早在1940年代,就已经发现了能够氧化某些PAH s的微生物,但对于微生物的降解速率以及降解机制所知甚少[8]。

到1960、1970年代对PAHs的氧化机理有了初步的认识,发现了二氢二醇等氧化产物的存在[9-10], Husain[11]和Cerniglia[12]对相关的研究进展进行过详细评述,郭楚玲等人[13]和田蕴等人[14]也对海洋环境中PAH s的(好氧)微生物降解进行过总结。

一般认为,好氧条件下微生物能够产生加氧酶,分子氧作为最终的电子受体在加氧酶的作用下使PAH s发生氧化降解。

单加氧酶对PAH s降解的第一步是羟基化形成反式二氢二醇(dihydrodiol),并进一步在其它生物酶的作用下氧化为酚、羧酸等。

双加氧酶对PAHs降解的第一步是苯环氧化形成顺式二氢二醇,接着在脱氢酶作用下生成儿茶酚类化合物,或者在其它单加氧或双加氧酶的作用下生成取代儿茶酚类或非儿茶酚类化合物,并进一步氧化为更简单的化合物。

但是,白腐菌或木质素降解菌降解PAHs的第一步则通过过氧化氢酶或虫漆酶将其转化为喹啉,而不是二氢二醇[11],接着苯环开裂生成羧酸。

降解过程中的产物被微生物用来合成自身的生物量,同时生成呼吸产物CO2和H2O。

氧不仅仅作为电子受体,而且作为反应物被结合到降解产物分子中。

这也是为什么好氧降解过程中氧是限制因子的原因。

除了表层之外,海洋沉积物大部分处于厌氧环境。

但相比之下,有关厌氧微生物降解的研究还很不充分。

1990年之前人们一直认为厌氧环境下微生物不能降解任何烃类化合物[15]。

1994年,Rueter等人[16]首次报道在极端厌氧条件下硫酸盐还原菌(SRB)可以利用原油中的脂肪烃和芳烃作为碳源和能源,但他们认为PAH s不太可能被降解。

1990年代后期开始,脂肪烃、芳烃和低分子量(二环或三环)PAHs或者杂环芳烃在各种厌氧条件下(包括硫酸盐和硝酸盐还原条件、Fe (Ó)、Mn(Ô)或者产甲烷菌条件)可以被生物降解的报道越来越多,最终的电子受体被认为是硫酸盐、硝酸盐或者Fe(Ó)等[17-24]。

之后,高分子量(四环或五环) PAHs在硫酸盐还原等厌氧条件下也可以被生物降解的报道开始出现[25-27]。

这些研究结果表明,PAH s污染沉积物(厌氧条件下)的自净能力可能比以往人们普遍认为的要高。

但是,有关厌氧降解机理的详细信息并不多,Zhang等人[18]报道萘的厌氧降解第一步是羰基化生成2-萘酸;但后来的实验表明,2-萘酸并不是直接羰基化的产物,而是萘首先甲基化生成2-甲基萘,然后进一步降解为2-萘酸[28]。

2-萘酸可以进一步被氧化,最终导致环的开裂[29]。

无论怎样,可以肯定的是PAHs厌氧降解的机理与好氧降解是显著不同的。

值得注意的是,即使在好氧条件下至今也未见报道四环以上PAHs可以被单一菌种降解,所有五环PAHs好氧生物降解的报道都是基于共代谢的[30-31]。

厌氧条件下,Safinow ski等人[24]报道过苊、苊烯、苯并噻吩等多环(二环或三环)或杂环芳烃可以与萘或2-甲基萘共代谢,大多被转化为相应的羧酸类化合物(经常是多种异构体)。

高分子量PAHs厌氧生物降解的报道极少,并且已有文献均认为共代谢是其主要降解途径[25-27]。

可见无论好氧还是厌氧条件,共代谢都是PAHs(尤其是高分子量PAHs)生物降解的极其重要的一种途径。

但是,PAH s与其它有机物质共代谢的机理研究还很不深入,有些解释还是假设性的[32,33],高分子量PAHs在厌氧条件下与其他基质的共代谢机理目前还未见报道。

2PAHm的毒性
关于PAHs的毒性研究已经较为成熟,1995年刘淑琴[34]对PAHs的致癌性与其结构间的关系进行了阐述,匡少平等[35]对PAHs的毒理学特征进行过描述。

一般认为,PAHs的致癌性与其稠环结构具有/湾0区和/K0区结构特征有着非常密切的关系。

但有关PAHm 致毒机理的报道目前还不多。

Sepic等[36]研究了荧蒽在巴斯德氏纯菌(Pas-teurella sp.IFA)作用下降解生成的9种稳定产物对淡水藻(Scenedesm us subsp icatus),恶臭假单胞菌(Pseudomonas p utida)和甲壳动物(大型骚,Dap hnia magna和T ham nocep halus p latyurus)这3种水生生物的毒性。

结果表明,除了9-羟基芴对淡水藻S.sub-sp icatus的毒性不及荧蒽毒性的4倍之外,其他PAHm 毒性都是母体物质的37~3000倍之间。

苯并[a]芘(BaP)是PAH s中致癌性最强的1种化合物,臧淑艳等[37]用驯化过的芽孢杆菌(BA-07)降解此化合物时,鉴别出两个未开环代谢产物)顺式-4,5-二氢二醇-BaP
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(cis -BaP 4,5-dihydrodiol )和顺式-7,8二氢二醇-BaP (cis -BaP 7,8-dihy drodiol),并指出这两种产物对微生物有一定毒性,难于进一步降解,这可能主要是因为代谢产物仍然具有/湾0区和/K 0区结构有关。

羟基取代的芳香羧酸是PAHs 微生物降解中常被检测到的一类化合物。

Parikha 等[38]研究了污染沉积物中菲、蒽和2-甲基萘经细菌降解后的4种常见产物:1-羟基-2-萘酸(1H2NA),2-羟基-1-萘酸(2H1NA),2-羟基-3-萘酸(2H3NA),6-羟基-2-萘酸(6H2NA)。

结构上它们属于官能团异构体,但其毒性大小依次是1H2NA>2H1NA>2H3NA>6H2NA 。

Carney 等[39]还研究了这4种羟基萘酸异构体在青鱼胚胎中的发育毒
性,结果表明,1H2NA 对胚胎的毒性最强,半数致死量浓度(LC 50)是20.23L mol #dm
-3
,其次是2H1NA 和2H3NA,LC 50依次
是47.65L mol #dm -3
,51.2L mol #dm -3
,而6H2NA 在可溶解浓度范围内未观察到对胚胎有致死性。

对于这些羟基取代的芳香羧酸的具体致毒机理目前还未见有相关报道。

另有研究发现,一些PAHs 经过微生物降解后,虽然已具有了明显的解毒效果,但是生成的某些小分子产物仍具有毒性。

张金丽等[40]研究海洋微生物SS6降解菲时,发现母体菲的毒性远大于其代谢的中间产物水扬酸、儿茶酚及邻苯二甲酸。

但是,当他们利用发光菌评价PAHs 及其降解产物的生物毒性时[41]
,发现降解产物的毒性虽然均远小于母体化合物,但是对发光菌仍然具有一定生物毒性。

Pagnout
[42]
研究了经分
枝杆菌(Mycobacter ium )属SNP11菌株降解后的PAH s 和其终产物的生态毒性。

结果表明,生物降解后
PAH s 的遗传毒性几乎消失,但是芘的降解产物对TA97a 菌株以及菲的降解产物对TA100菌株仍然具有遗传毒性。

PAH s 降解的另一类主要产物是PAHs 的氧化产物(ox y -PAHs),这些化合物中许多不但有毒,能致突
变,有些同样比母体PAH s 毒性更强[43-45]。

例如,蒽-
9,10-二酮和菲-9,10-二酮能抑制浮萍(Duckw eed ),微青萍(Lem na gibba)和海洋发光菌的生长
[46-47]。

此外,
7H -苯并[de]蒽-7-酮,4-氧代芘-5-酮和几种苯并芴酮,苯并[a]芘醌和芘醌在生物化验(如艾姆斯氏试验,the
Ames test)中都显示出致突变性[48-50]。

此外,一些化学氧化处理后的PAH s 产物也具有毒性。

Jam roz [51]
对BaP,屈和芴以及高级氧化处理后的产物毒性进行了微生物评价,结果表明,PAH s 对埃希氏杆菌属大肠杆菌和费氏弧菌属中的任何菌种都没有明显毒性,但是其氧化产物对2类细菌生长均具有抑制作用,且抑制作用大小依赖于化学处理方法。

与非取代PAH s 比较,这些PAHs 氧化产物有的不需要代
谢活化就能显示出致突变特性,还可能直接与DNA 反应。

需要指出的是,PAHs 氧化产物也是从不同环境样品中生化分离获得的大多数致突变物中最主要的一类
[52-54]。

PAHs 被人类或动物摄入后,在酶的作用下也会生
成一些有毒、致癌物质。

有研究表明,BaP 进入有机体后,除少部分以原形态随排泄物排出外,还有一部分经肝、肺细胞微粒体中混合功能氧化酶激活,转化为数十种代谢产物。

其中转化为羟基化合物或醌类者,是解毒反应。

但是,Salamone 等[55]却观察到由BaP 产生的BaP 醌是一种直接导致人体基因突变的物质,同时还会引起人类红细胞溶血及大肠杆菌的死亡。

此外,转化为环氧化物,特别是7,8-环氧化物,也是一种活化反应,因为7,8-环氧化物再代谢产生的7,8-二氢二醇-9,10-环氧化物,便可能成为最终致癌物[56]。

因为这种物质难于进一步水解,相反能进一步与蛋白质、RNA,甚至DNA 发生反应,从而致突变并且可能致癌。

Dipple 等[57]
也指出醌和环氧化物衍生物是PAH s 的生物活性形态并且对哺乳动物具有遗传毒性。

从上述文献报道可以看出,很多PAHm 都具有不同程度的毒性,有的甚至比母体PAHs 毒性更强,其环境风险不容忽视。

3 PAHm 分析方法
对降解过程中可能生成的代谢产物进行分析鉴别不仅有助于推测PAHs 的降解机理从而研究其环境命运,而且有助于评价PAH m 本身的环境风险。

但是由于含量甚微以及分离纯化上的困难,PAH m 的鉴别通常较为困难。

文献报导的降解产物主要包括羟基、羰基化合物(如酚,酮,醌类)和羧基化合物,其中羰基化合物稳定性相对较高,因而比羟基和羧基化合物更容易在环境样品中被检测到;羧酸和酚似乎更易进一步降解和转化,并且羟基和羧基化合物极性也更大,所以分析检测更加困难。

目前还没有一套完整的方法能够对所有这些降解产物进行行之有效的定性和定量分析。

PAHm 分析主要包括样品前处理(样品准备、萃取分离、纯化、衍生化等)和分析检测两大步骤。

通常来说,样品前处理步骤繁琐、费时耗力,容易产生较大的误差,因而需要给予高度重视。

土壤和沉积物样品基质复杂,下面主要介绍这类样品中PAHm 的分析检测方法。

3.1样品前处理
3.1.1样品准备 对于土壤和沉积物,样品准备主要包括干燥、研磨、过筛,以及向样品中添加一定量的无水硫酸钠,使呈流粉状以增加样品的同质性和分析
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3期李先国,等:多环芳烃的海洋环境行为及其代谢产物的研究进展
物的萃取效率。

有时还在萃取前对样品进行酸化以提高酸性产物的萃取效率[58-59]。

样品干燥是便于随后的研磨以及增加萃取过程中溶剂与样品的接触。

干燥应避免在加热条件下进行,减少易挥发物质的损失,最好采用冷冻干燥。

样品研磨能增加比表面积,提高样品的匀质性和被分析物的萃取效率。

样品过筛是为了除去大颗粒物质,因为大颗粒物一方面减小了样品的同质性,另一方面因为污染物主要结合在小颗粒上[60]。

3.1.2萃取目前,萃取PAHm最常用的有机溶剂是乙酸乙酯[61-65],一般先用乙酸乙酯萃取3次合并有机相获得中性萃取物,然后样品酸化至pH=2左右,再用乙酸乙酯萃取3次合并获得酸性萃取物,后分别用无水硫酸钠干燥,N2吹浓缩待测。

微生态培养研究表明,土壤和沉积物中的污染物可以分为两部分:一部分是生物易获得的易降解部分,另一部分则是被基质牢固结合的不活泼部分。

Eriks-son等人[66]在研究木材馏分污染土壤中PAHs的生物降解时,针对这两部分使用了不同的萃取方法,对前者主要使用顶空固相萃取法,而对强结合的PAH s和PAH m则使用机械搅拌下的液固萃取。

萃取PAH s和PAH m所使用的溶剂都是乙酸乙酯和正己烷的混合溶液,不同的是萃取后者时先进行了酸化,使被结合的有机酸转化为溶剂可萃取的。

二氯甲烷(DCM)也是萃取PAHs和PAHm常用的有机溶剂。

Wischmann等[58,67]在研究土壤/混合堆肥中的PAH s及其降解产物时,用DCM萃取回收率都在70%以上,最为重要的是鉴别出1-羟基-2-萘酸是菲的主要降解产物。

Arias等人[59]选择菲作为模型化合物,建立了评价PAHs降解和代谢物的分析方法。

他们用DCM和丙酮的混合溶剂作为萃取剂,在2种pH 条件下分别萃取获得不同组分,对菲的萃取回收率为93%,对1-羟基-2-萘酸的萃取回收率也达到89%。

萃取剂的选择直接影响着萃取效率,但萃取方法也是影响萃取效率高低的一个方面。

最经典的萃取方法是索氏提取,此外还有超声萃取和微波萃取等。

这些方法用于PAH s的富集已经很成熟,但用于PAHm 富集的研究相对较少。

索氏提取虽然萃取效率高,但是由于耗时,目前应用越来越少。

超声波萃取省时,但回收率较低。

Wischmann等[58]研究PAHs生物降解时使用超声萃取样品中的PAHm,萃取效率仅为70%。

固相微萃取(SPME)是近年来发展起来的集萃取、浓缩、进样于一体的综合技术,具有不使用有毒有机溶剂、操作简单快速等优点。

它采用1根聚合物涂层的熔融石英纤维从样品基质中或样品上方的顶空气体中直接吸附萃取待测物,然后在色谱进样口解吸、分析。

在PAHs的降解研究中,PAHm可以直接在熔融石英纤维上甲基硅烷化后进行仪器检测。

Luan[68]利用顶空固相微萃取分离、富集沉积物中的PAHs及其降解产物,GC-MS分析检测到芴,菲和芘的17种代谢产物。

除了细菌降解常见产物二氢二醇外,芴的降解中还发现了1-,2-,3-和9-羟基芴,芴酮和邻苯二甲酸;菲和芘的降解中发现了一羟基菲,二羟基芘和内酯等多种产物。

但由于PAHs和PAH m大多挥发性很低,采用顶空SPME即使在较高温度下也难以得到理想的回收率。

Smith[69]等人利用SPM E和同位素稀释GC-M S 测定羟基屈的回收率仅为6%,而测定1-羟基芘的回收率虽有提高也只达到47%。

由于影响萃取效率的因素众多,目前该方法的应用还不是太广泛,主要用于尿样中PAHm分析前的样品前处理[70-71]。

加压溶剂萃取法(Pressurized liquid extraction-PLE)是近年来提出的1种新的萃取方法。

同传统萃取比较, PLE法的缺陷是湿样在使用非极性溶剂萃取前必须干燥,尽管硫酸钠等能起到干燥目的,但由于容器体积有限,要求湿样通常在萃取前干燥。

但是当选择合适溶剂、温度和压力时,其萃取能力可与索氏提取相比,且有费时少、溶剂用量少和易自动化等优点。

对环境、食品和生物样品,PLE法主要用于热不稳定化合物和需要酸性条件(如有机金属)的萃取。

Schantz[72]总结了PLE法在PAHs和多氯联苯等萃取方面的应用,但目前仅发现Lundsted[73]在分析污染土壤和修复过程中PAHs及其转化产物时使用了此法。

3.1.3净化净化的目的是除去可能对后续分析产生干扰的共萃取物。

目前使用最广泛的是固相萃取法(SPE)[59,74-75],SPE柱的填料主要是硅胶、铝矾土或硫酸镁载体,也有的使用硅胶和铝矾土的混合物。

它们都是高活性吸附剂,使用前需要活化,然后用少量水部分去活,以适当降低它们的吸附能力从而提高再现性。

萃取液过SPE柱,待分析物和部分共萃取物被吸附于填料上,再通过极性依次增加的洗脱液(有机溶剂)淋洗将其分离以达到净化的目的。

净化不仅要考虑柱填料的种类和用量,还要考虑淋洗液的种类和用量。

为了更准确的鉴别PAH m,通常先使用非极性溶剂洗去脂肪烃部分,然后将萃取物分为3个组分:未降解的PAHs,中性萃取物(主要是降解生成的酮类和醌类物质)和酸性萃取物(有机酸类),选择合适的淋洗液对于分离效果的好坏至关重要。

Arno等[76]在测定污染土壤中烃类及其生物降解产物有机酸和醌类物质时,提取液经柱层析时使用的溶剂分别是:正庚烷及正庚烷和DCM(得到脂肪和芳香烃),DCM(得单醌类),甲醇(得二醌类),硫酸酸化甲醇(得酸和二酸)。

实验结果表明各组分得到了较好的分离。

Arias等[59]研究PAHs生物降解时使用的柱淋
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洗液与Arno等人的也是大同小异,淋洗共分为三部分:DCM和正己烷混合液淋洗收集PAHs组分,先用二氯甲烷再用甲醇洗脱获得中性PAH m,第三部分则用盐酸酸化的甲醇洗脱得酸性产物。

3.1.4衍生化某些代谢产物(如羟基化合物和羧基化合物等)由于其高极性极易形成氢键和热不稳定性而不适合直接进行气相色谱(GC)分析。

衍生化可以将极性物质转化为活性较低和更易挥发的物质,提高被分析物的GC可分析性。

最常用的衍生化试剂是N,O-双(三甲基硅烷基)三氟乙酰胺/三甲基氯硅烷(BSTFA/TMCS,99B1),将羟基化PAHs(hydroxy-PAHs)转化为三甲基硅烷衍生物[64,67,77]。

还有不加入T M-CS仅使用BSTFA将羟基化PAH s转化为三甲基硅烷衍生物[78-80]。

另外有研究使用N-甲基-N-(三甲基硅烷基)三氟乙酰胺(M ST FA)代替BSTFA作为硅烷化试剂[65,69,70,81-82]。

Sepic等[36]在分离和鉴别荧蒽生物降解产物时,除了对羟基和羧基取代的PAHm进行了硅烷化,还使用O-(2,3,4,5,6-五氟苄基)羟胺#盐酸将含羰基的PAH m衍生化为肟,以进一步提高被检测物的挥发性,但这种方法在目前文献中并不多见。

此外,还有研究使用重氮甲烷作为衍生化试剂使PAH m转化为对应的甲酯[67,68],但是缺点是重氮甲烷的生成装置比较复杂且不安全。

3.2分析检测
目前分析PAHm的主要方法是高效液相色谱(H PLC)、气相色谱(GC)和气相色谱-质谱(GC-M S)法,液相色谱-质谱联用(LC/M S)的应用相对较少。

3.2.1高效液相色谱(HPLC)近年来,HPLC已被广泛用于分离分析如大气、煤焦油、水体、土壤和沉积物等各种环境介质中的PAHs,目前用于PAHm检测也很多。

紫外吸收(UV)检测器应用广泛,灵敏度较高,最小检测浓度可达10-6g#L-1。

刘琳琳[83]使用H PLC/ U V测定了B[a]P的主要致癌代谢物反式二氢二醇环氧B[a]P(BPDE),分离效果良好。

但UV检测器检出限较高,如果对检出限要求更低,可通过样品浓缩或样品酸化得以部分解决。

Wischmann等[67]利用H PLC/ U V检测出受煤焦油污染的土壤中,PAH m主要是酮类和醌类物质,如9-芴酮,蒽-9,10-二酮,2-甲基蒽-9, 10-二酮和苯并[a]蒽-7,12-二酮等。

Guerin[84]从河口沉积物中提取富集菌种,研究菲的降解,通过H PLC/ U V结合薄层色谱检测出主要PAH m是1-羟基-2-萘酸。

Kazung a[85]使用H PLC/UV结合其他检测方法发现了细菌降解荧蒽的两种新产物:荧蒽-2,3-二酮和荧蒽-1,5-二酮。

荧光检测器(FLD)是另一种常用检测器,由于灵敏度较UV检测器更高,因而更适合PAHm含量低的样品测定,但目前文献报道主要集中在尿样中的一些PAHs 羟基代谢产物的检测。

段小丽[86]等人通过实验建立了/酶水解-SPE-HPLC/FLD0尿液中多环芳烃羟基代谢产物1-羟基芘,9-羟基苯并[a]芘和3-羟基苯并[a]芘的分析方法,该方法回收率为70%~85%,最低检出限为0.02~0.05L g#L-1。

王宇等人[87]用HPLC/FLD检测尿液中5种PAHm:2-羟基萘、2-羟基芴、9-羟基菲、1-羟基芘以及3-羟基苯并[a]芘,检测限分别为1.65@10-3, 0.550,0.084,0.032,0.132L g#L-1,线性范围分别为0.099~74.00,0.900~680.000,0.63~470.00,1.3~ 940.0,1.7~1200.0L g#L-1。

回收率为29.41%~ 132.1%。

可见,FLD具有较高的灵敏度、精密度和较好的重复性、回收率,可以作为环境样品中PAHm测定的手段。

3.2.2气相色谱(GC)和气相色谱-质谱法(GC-MS)
虽然GC具有分离效率较高、分析速度快、可以采用多种灵敏度高、选择性好、线性范围宽的检测器等优点,但由于实际环境介质中干扰物质较多,单独使用GC分析PAHs和PAH m困难较大。

为消除干扰,提高灵敏度和准确度,目前多采用GC与M S联用技术,全扫描或选择离子检测(SIM)模式进行定性、定量分析。

对于一些极性较强的PAH m,GC或GC-MS分析前需要进行衍生化;虽然衍生化处理较为繁琐,GC-M S 仍然是目前使用最为普遍的PAHs和PAHm分析方法。

Langbehn等[88]研究了润滑油和柴油污染土壤中烃类(包括芳烃)的生物降解,利用GC-MS和GC-FID 检测出降解产物主要有环己烷基羧酸、芳香羧酸和脂肪酸。

M eyer等[89]建立了1种用于同时测定木材馏分污染土壤中PAH s、杂环PAHs及其降解产物的方法。

此方法主要根据物质的极性和酸碱性,利用硅胶填充的SPE柱和强的离子交换物质将各种待分析物分开,再用GC-FID和HPLC-DAD,GC-MS进行测定。

Luan 等[68]利用SPME结合GC-MS鉴别了细菌降解PAH 代谢物,从而推测了香港红树林表层沉积物中芴、菲、芘在菌群作用下的降解机理。

3.2.3液相色谱-质谱联用(LC-MS)基体中大多母体芳香化合物使用GC或者GC-M S即可检测到,但对于高极性、活泼(热不稳定)或非挥发性PAHm的检测,就必须经过繁琐的衍生步骤。

而天然环境中单环和多环芳香化合物的降解产物通常是酸性或高极性的,LC-MS针对这类PAHm的分析具有独特的优越性[90]:样品不需要衍生、特有的质量数定量受基体干扰小、色谱峰无需完全分离、离子碎片重现性可证实样品来源,因而越来越为人们所青睐。

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3期李先国,等:多环芳烃的海洋环境行为及其代谢产物的研究进展。