环境中的砷、汞、镉、锡、铅、硒和铬

环境中的砷、汞、镉、锡、铅、硒和铬

近年来，形态分析得到了广泛重视和快速发展。环境化学家、营养学家以及毒理学家、地球化学家等都认同这样一个事实,即元素的总浓度不仅不足以评价其毒性、有益性以及生物有效性,甚至有可能产生误导。环境中痕量元素的毒性和生物有效性及迁移释放活性与其赋存状态密切相关,不同形态的元素性质差异很大,决定着它们在环境中的行为与归宿。测定元素在特定样品中存在的形态,才能可靠评价痕量元素对环境和生态体系的影响。由于菌类和其它环境因素的影响,大多数有机金属化合物具有甲基化现象,生成易挥发的有机金属代谢物,造成环境的污染。环境系统中发生生物甲基化(biomethylation)的条件是:①在水圈中具备厌氧气氛,还原条件或微酸性介质;②高浓度的金属以易接受的形式(比如离子)存在;③有生物甲基化能力的微生物存在(比如细菌、真菌类);④存在可转移的甲基基团。通常,同种金属元素的有机化合物要比相应的无机形态毒性大得多(有机砷除外),由于疏水性和亲脂特征,使得它们能够进入生物循环,通过食物链的富集作用进入人体,对人体健康造成严重危害。例如Hg、Sn、Pb的烷基化合物的毒性远大于它们的无机形态。但无机砷的毒性比有机砷大,无机砷中的As(Ⅲ)的毒性又比As(Ⅴ)大得多。又如Cr(Ⅲ)为人体正常新陈代谢必需元素,而Cr(Ⅵ)溶解度大,活性较高,危害心、肾并致癌。因而需要区分元素的化学形态。关于用实验性顺序提取方式分析土壤、沉积物等介质中的污染元素的相态分布,文献中已有详述。本文主要针对一些重要环境元素(As、Hg、Cd、Sn、Pb、Se、Cr)在环境中的形态分布(主要指价态和金属有机化合物等)、毒性和形态分析方法逐一作较详细的综述。1浮游植物中as的分离和鉴定微量As对人体是有益的,但As又具有毒性,国际癌症研究机构(IARC,1980)将As列为致癌因子。不同形态的As具有不同的代谢和致毒机理,以其半致死量(LD50)计,其毒性依次为:AsH3>As(Ⅲ)>As(Ⅴ)>甲基胂酸(MMA)>二甲基胂酸(DMA)>三甲基胂氧(TMAO)>砷胆碱(AsC)>砷甜菜碱(AsB),AsC和AsB通常被认为是无毒的。土壤中As的背景值为1～50mg/kg。无促成甲基化的生物体时,氧化还原电位(Eh)和酸度(pH)控制着土壤中wAs(Ⅴ)/wAs(Ⅲ)的比值。微生物的作用会促成As的甲基化。AsH3具有挥发性,会从土壤中挥发,但是土壤中As的矿物化作用较甲基化和挥发性更为明显。无机砷和简单的甲基砷都会牢固地吸附在土壤微粒表面,尤其是As(Ⅴ)。海洋有机物中As的浓度比海水中浓度高很多(高至xxxmg/kg)。不同海生物中As的形态也不尽相同。比如在鱼类和甲壳纲动物中,无毒的AsB是主要存在形式,占总As的80%之多。如果单凭As元素总浓度高就限制销售和食用海洋鱼类显然不合理。As的化学形态分析主要测定不同毒性的As(Ⅲ)、As(Ⅴ)和各种有机砷化合物。As(Ⅲ)可采用HG-AFS1测定,然后将As(Ⅴ)还原为As(Ⅲ)后测总量差减得到As(Ⅴ)的结果。广泛应用于分离As化合物的方法是HPLC与ICP-AES、ICP-MS联用。As的化合物具有不同的电荷、分子大小和有机官能团,可以用不同的色谱方法分离,如阳离子交换、阴离子交换、反相色谱与体积排斥色谱等。结果的可靠性用定值标准物质来验证。分析复杂的砷有机化合物如砷糖,由于无参考物可作比较,需要用电喷雾串联质谱法(ESI-MS/MS)来表征。IC-HG-AAS测定As(Ⅲ)与As(Ⅴ)的检出限为0.8μg/L,IC-ICP-MS联用方法测定As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、DMA和MMA的检出限分别为4.9、6.0、1.2与3.6μg/g。RP-HPLC-ICP-MS可以检测As的15种化合物形态。阴离子交换树脂柱HPLC-AAS可以检测AsO3−333-、AsO3−443-与MMA、DMA和AsB五种砷化合物。海水中As的浓度约为1μg/L。不同形态的As如As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、MMA、DMA以及不生成氢化物的有机砷可以用流动注射氢化物发生石墨炉原子吸收(HG-GFAAS)或电加热石英炉原子吸收(HG-QAAS)联用两种互补的方法分析。首先用HG-GFAAS测定生成氢化物的As,再用紫外光氧化不生成氢化物的As,用同样分析方法可得到As的总量。由两者之差求得非氢化物生成的砷化合物。另一种方法是将生成的AsH3富集于色谱冷阱,然后逐步加热释放氢化物进入加热的石英原子化炉。用此方法可分别测定AsH3、MMA与DMA等。研究证明,被浮游植物吸附的As(Ⅴ)随后释放出As(Ⅲ)、MMA与DMA。该方法已应用于分析地中海和大西洋海滨地区采集的海水试样。海洋生物中As的分析方法采用HPLC-ICP-MS,用φ=50%的甲醇水溶液提取As,提取液用阳离子交换HPLC分离,吡啶甲酸为流动相,作三步淋洗,可检出扇贝内23种有机砷化合物。DMA、AsB和四甲基砷酸(TMA)的测定用CRMDORM-2和BCR626Tuna验证。有些As的物种虽已检出,但因未找到标准物质尚未鉴定,需要进一步用ESI-MS/MS表征。提出能够同时检出众多砷化合物的分析方法,有利于研究海洋试样中As的分布及其代谢途径。食用含As的鱼后的人尿经阳离子和阴离子色谱分离和ICP-MS检测,测出As的主要形态为TMAO、TMA、DMA与As(Ⅲ)。目前,可供分析用的定值参考物质有BCR626、DORM-2(角鲨肉)、BCR477(贻贝组织)等。2hg的形态转化在自然和人为活动中释放的Hg进入水圈、大气圈和生物圈,在环境中循环,转化成各种化学形式。可能存在的形态除单质Hg外,还有HgCl2、Hg(OH)2、甲基汞、氯化甲基汞、乙基汞以及与有机物(如腐植酸)形成的各种络合物等。Hg的毒性、生物积累程度和在环境中的迁移均与其形态有关。烷基汞如甲基汞和乙基汞的流动性高出无机汞至少一个数量级,因而毒性更大,更容易在生物体内积累。可溶的无机汞如HgCl2在自然过程中比其他无机汞容易迁移。烷基汞和可溶的无机汞是土壤中主要的有毒Hg化合物。元素Hg和Hg与其他金属生成的汞齐流动性差,毒性小。在土壤中稳定的HgS毒性最小。Hg是对人类和高等生物最具危害的元素之一,无机汞通过生物甲基化作用生成毒性强的甲基汞,被动植物吸收,并通过食物链进入人体。日本发生的水俣湾事件就是由于人食用了被Hg严重污染的海产品而引起的。进入人体的氯化甲基汞70%能被人体吸收,引起中枢神经系统永久性损伤和胎儿水俣病。Hg在常温下为惰性,能很快沉积在水体底部并保持无毒状态。但它在沉积物中很容易被氧化成Hg2+,然后被好氧、厌氧菌转化成甲基汞。甲基汞的水溶性和生物活性比单质及无机态Hg要大得多,对水生环境造成威胁。在分析过程中采样和样品的保存需要特别注意。水样中Hg浓度的变化原因有多种解释,如还原挥发、容器吸附等。有人发现聚乙烯瓶中的Hg在取样数分钟后,含量即开始下降,21d后损失达95%,其中77%吸附在瓶壁,18%由于蒸发而损失。加入K2Cr2O7+HNO3可使损失减少至2%。大气中Hg还能渗透进入聚乙烯瓶,使瓶内的Hg浓度增高。建议在耐热玻璃瓶中保存溶液,加入0.18mol/LH2SO4和0.5g/LK2Cr2O7作为保存剂,以稳定Hg的浓度。也有人提出加入保存剂会引起Hg的形态转变,单独使用H2SO4可避免这类转变。进行Hg的形态分析应注意防止样品中Hg的形态转化,需要考虑的因素如样品保存时间、温度和pH条件等,避免微生物、酶和光照的影响,以防止生物甲基化的发生等。淡水不宜冰冻,可在4℃贮存,应在取样后尽快进行分析。在土壤和沉积物中,可用分级提取法分离不同形态Hg。用HCl(0.24mol/L)-乙醇(φ=10%)溶液提取“流动性和毒性”组分,用HPLC与ICP-MS联用技术将以上组分分成可溶的Hg2+、甲基汞与乙基汞进行测定。土壤中留下的无机汞又可分为“半流动性”和“非流动性”组分,前者主要包括Hg和Hg与金属生成的汞齐,可用稀HNO3在95℃加热提取;后者包括HgS和Hg2Cl2,可用稀HCl和HNO3在95℃加热溶解。在固体样品中提取Hg的步骤可能引入误差,为控制分析方法的准确度,需要用定值参考物质。土壤中烷基汞的测定,可用酸消化和溶剂萃取的Westoö法或酸蒸馏法。萃取得到的Hg用“吹扫捕集法”收集,经过GC分离,CVAFS或MIP-AES检测,也可用HPLC-ICP-MS测定。最近提出的DMA-80测汞仪可用于现场分析。土壤中的烷基汞和可溶性无机汞经提取进入HCl-乙醇溶液后,用巯基棉纤维作固定相,固相萃取,然后用不同浓度的HCl溶液淋洗分离烷基汞与无机汞。经分离的Hg用DMA-80测定。测定结果与固相萃取-HPLC-ICP-MS法结果相符,并用港湾土壤标准物质(BCR580EstuarineSoil)验证了方法的可靠性。天然水中Hg的分析方法包括预富集、分离和测定。液-液萃取、气-液萃取和固相萃取用于预富集;分离技术有GC(填充柱、毛细管、多支毛细管束)和HPLC;检测技术有电子捕获(ECD)、AAS、AFS、MIP-AES或ICP-MS等。在GC分离前需用葛氏试剂、NaBH4或四乙基硼氢化钠(NaBEt4)使Hg生成挥发性的衍生物。水样经酸化和氧化后将Hg萃取入双硫腙-甲苯溶液,继用Na2S水溶液将Hg反萃取至水相,然后用NaBEt4衍生法,使Hg生成挥发性的乙基汞,用GC-CVAFS测定。测定甲基汞,用HCl将水样酸化,用CH2Cl2萃取甲基汞,加去离子水,并加热通N2去除CH2Cl2,然后衍生和测定。据报道,方法可检出0.006mg/L甲基汞和0.06mg/LHg2+。海水中的有机汞和无机汞以溴化物形式被萃取入甲苯,再用NH4Cl溶液反萃至水相。用强氧化剂并加热使有机汞转化为无机汞,CVAAS测得Hg总量;在另一份NH4Cl反萃取液中,加热至80～90℃驱除甲苯,不经氧化用CVAAS直接测定无机汞;从总Hg和无机汞含量之差求得甲基汞含量。方法的灵敏度为0.0001μg/LHg。方法应用于海湾中海水的分析,结果说明Durres和Vlora海湾的Hg含量较稳定,1993～2001年无明显变化。由于受污染的沉积物缓慢释放Hg,所以一旦受到污染,重新恢复Hg的背景值需要数年。用Westoö法萃取海水中的有机汞,毛细管电泳分离,光度法检测,12min可内分离测定甲基汞、乙基汞、苯基汞和无机汞。在水生植物样品中,可先用超临界流体(SF)萃取甲基汞,然后用GC-ECD检测。可用超临界流体色谱(SFC)-AFS检测有机汞化合物。为了使有机汞和无机汞化合物在SFC-CO2中溶解度更大,将有机汞和无机汞与二乙基硫代氨基甲酸钠(NaDDC)络合,转变成低极性的化合物。不稳定化合物如烷氧乙基汞,在GC条件下会分解,但在SFC-AFS体系中可以取得较好的分析结果。甲基汞溶于油脂,与含有硫醇基因的生物螯合物有很强的结合力,因而鱼体中的甲基汞的测定很受重视。生物体内的Hg常用碱消化和溶剂萃取提取,为避免Hg的挥发和形态转变,必须适当控制温度和pH值,酶水解的优点是它只对特定的化学键作用而并不影响Hg的化学形态。例如用蛋白酶ⅩⅣ提取鱼肉中的Hg2+和甲基汞后,用HPLC-ICP-MS测定。为避免Hg2+的吸附,用PEEK色谱柱和1g/L半胱氨酸淋洗液,测定结果与NISTRM50Albacoretuna和NRCCDORM-2Dogfish参考物质的定值数据相符。分析结果表明鱼中大部分Hg以甲基汞的形式存在(88%～100%)。海洋生物中的甲基汞可以用固相微萃取法(SPME)富集。SPME-GC-MIP-AES与GC-MIP-AES相比,方法的优点是样品的消化和提取时间缩短,步骤减少,汞衍生物的分离更为可靠。Hg的富集因子是乙烷萃取的50倍。取样0.5～1g的检出限为1～2μg/gHg,测定7种参考物中甲基汞的结果与定值相符。Hg在贮存和分析过程中形态的转变是应该注意的问题。据报道在酸、碱提取或用蒸馏法分离Hg的过程中,由于无机汞转化成甲基汞,使甲基汞的结果偏高80%。尤其是蒸馏法,在Hg的衍生过程中Hg2+与甲基汞会转变成元素汞。为消除Hg的形态转化问题,有作者提出电热蒸发(ETV)-ICP-MS直接分析固体样品,其优点是无需经过化学预处理,甲基汞和无机汞分别在150～200℃和400～700℃挥发。用合适的炉温程序即可将生物体内的甲基汞和无机汞分离。定量方法应用非特定形态同位素稀释法(Species-unspecificisotopedilution)。当样品在进行多步加热程序时,将一固定气流的富集同位素200Hg引入炉内,在加热过程中监控200Hg/202Hg同位素比值[富集同位素m(200Hg)/m(202Hg)=11.34,自然比为0.77]。用同位素稀释公式可求得甲基汞和Hg2+的含量,方法应用于NRCCRMTORT-2(龙虾肝脏)分析,测得的甲基汞和总汞含量与定值一致。用GC进行Hg的形态分离时,通常有3种衍生方法:氢化物发生法、直接水相衍生法和葛氏试剂衍生法。这3种衍生反应均具有简单、自发、定量进行的特点,只改变分析物的极性(挥发性)而不断裂金属—碳键。使用直接水相乙基化衍生后不能区分无机汞和乙基汞;直接水相苯基化衍生后不能区分无机汞和苯基汞;而通过选择带适当大小烷基的葛氏试剂进行衍生则可以避免这一问题。另外,葛氏反应衍生法与氢化物发生法相比具有衍生后所形成的取代有机汞性质稳定,易保存、纯化和浓缩,对复杂基体中痕量汞形态的分析有利,该法不足之处是衍生反应需在无水的非极性溶剂中完成,操作较繁。利用HPLC-ICP-MS检测汞化合物(如乙酸甲基汞、HgCl2和氯化乙基汞),检出限为7～16μg/L(以Hg计)。GC-AAS检测Hg2+和甲基汞化合物,检测限达167pg。3cd的人工转导性和稳定性测定Cd是危险的环境污染元素,络合能力较其它两价元素强,因而毒性亦较大,其毒性属于积蓄性,引起慢性中毒的潜伏期可达10～30年之久。发生于日本富山县通川流域的痛痛病(骨痛病)就是由于Cd对环境的污染造成的公害病。环境中自然来源的Cd来自岩石和矿物;人为来源的Cd主要来自电镀、染料、塑料稳定剂、镍镉电池、电子显像管等工业。某些磷肥含Cd很高,我国广西磷矿平均含Cd174mg/kg。城市污泥每公斤含Cd可高达上千毫克。土壤中Cd背景值为0.1～0.2mg/kg,而某些土壤含量能达到4.3mg/kg。土壤中的Cd仅涉及2价Cd及其化合物。测定土壤中的总Cd量不能说明土壤的潜在危险性和近期的生物有效性,自由Cd2+是与毒性相关性最大的因素。Cd可分为两大类,即由Cd的弱络合物组成的具有生物有效性的流动性组分和与水溶性有机物形成的惰性稳定络合物,后者不具有生物积聚性。对于土壤中Cd的环境效应的研究,多采用顺序提取法说明其流动性和生物可得性。更深入的研究土壤中自由Cd2+的方法有:离子交换法、示差脉冲阳极溶出法、膜层析法、竞争螯合法等。有作者测定Cd总量后,用化学平衡模式计算得到自由Cd2+。但由于测定结果的准确度受模式和稳定常数的影响,如Cd腐植酸的稳定常数极不确定,得到的结果无法证实。离子交换法是将溶液中Cd分成自由Cd2+和流动性、慢流动性和稳定性三部分络合物。自由Cd2+的分离是基于溶液中的Cd2+与弱阳离子交换剂(钙饱和的Amberlite树脂)之间的平衡。测定Cd2+需要做一个参考实验,在此实验中溶液中的Cd全部以Cd2+形式加入。其他条件(如树脂重量、样品体积、Ca与Mg的浓度和离子强度)除不加络合剂外,均与间歇平衡实验相同。参考实验提供了Cd2+在与试剂相同的条件下,在溶液与树脂上的分配信息。Cd络合物部分按其在阳离子交换柱上(钙饱和Chelax树脂)再分配能力来区分,Cd2+和流动性Cd络合物将会保留在Chelax柱上;通过柱子,但与Chelax平衡48h后被吸附的为慢流动性络合物;经过以上操作仍不被吸附的为稳定性络合物。用Geochem络合物形态程序计算试样中的无机络合物,输入参数为阳离子浓度、阴离子浓度、总溶解Cd和pH值,输出为所有Cd形态的平衡浓度,从而计算Cd的无机络合组分与Cd2+之间的浓度比例。分析结果说明方法的重复性良好。在环境样品的滤取液中,Cd存在的形态依据不同的来源各不相同,均含有Cd2+和有机Cd络合物。土壤提取液中自由Cd2+的活度可用示差阳极溶出伏安法(DPASV)测定。在DPASV分析中用一汞滴电极测得ASV-流动性Cd,包括易离解的Cd无机络合物,而不包括Cd的强络合物,用GFAAS测得土壤提取液中的总Cd量,两者之差即为Cd的有机络合物。Cd2+的活度可以由ASV-活动性Cd无机络合物的测定结果,用生成常数和活度系数,通过化学平衡计算得到。实验证明在工业滤取液中Cd的无机络合物明显存在。由海水浸蚀的废弃场所主要的络合剂是氯,有机络合物有相当的活动性。随着溶液组成的改变容易失去络合的Cd或进行再分配。稳定络合物不容易失去Cd,因而不会促使Cd在环境中的转移。竞争螯合法可用于测定土壤中Cd2+的浓度。当土壤作用于一系列含有不同的Cd和竞争金属(M)克分子浓度的络合物溶液时,有些溶液由于Cd从土壤中溶出而得到Cd失去M;而另一些溶液由于Cd吸附或沉淀于土壤而失去Cd得到M。在这些结果中,可以找到一独特的Cd络合物克分子浓度,既不得到也不失去Cd。这一平衡条件提供了计算土壤中Cd2+活度的信息。一般用Pb作为竞争金属离子,络合剂为二乙烯三胺五乙酸(DTPA)。不同来源的土壤中Cd2+活度变化很大,为10-6.61～10-9.31mol/L。天然水中痕量Cd的形态分析用流动注射(FI)-GFAAS自动在线测定。由Cd的弱络合物组成的流动性组分和与水溶性有机物(DOM)形成的惰性稳定络合物可分别用Chelax100和SilicaC18柱分离。流动性络合物(M1)保留在Chelax100柱上(C1),而稳定络合物(M2)保留在SilicaC18柱上(C2)。C2和C1分别用甲醇和2mol/LHNO3淋洗,淋洗液用GFAAS测定Cd。方法的优点是实验装置的微型化,试样体积小。同时,由于体系的密闭性,不用超净条件也能进行10-12级分析。有作者报道Chelax-100不仅能吸附Cd2+,还能吸附能解离的络合物。但在FI-GFAAS中所用的微柱与试样的接触时间仅50～100ms,故仅有Cd2+与流动性强的络合物被吸附。测定结果与DPASV作了比较,DPASV由于使用旋转玻碳电极,电极与试样的接触时间短,区分Cd2+与流动性络合物的效果更好。但用螯合树脂可避免Cd络合物在电极表面被还原。4有机锡的分离与形态分析Sn的有机化合物应用很多,如杀螨剂,消毒剂,防污漆,聚氯乙烯合成中的热、光稳定剂和催化剂,木材、皮革、纸张和纺织品的防腐剂,冷却塔中的除粘液菌剂。作为一种高效海洋杀生剂,三丁基锡(TBT)在驱逐或杀死船体粘附物的同时,也对牡蛎等非目标生物构成威胁。有机锡化合物是人为引入海洋的毒性最大的物质之一,可对局部海域海洋生物造成毁灭性威胁。环境中极低含量的有机锡即能对生物产生毒性影响,它们具有生物积聚能力,又能在环境中持久存在,对生物体造成危害。积聚在河流沉积物中的有机锡逐渐释放进入水体,经水体中鱼类和牡蛎等生物的累积,进入食物链,危害人类。1974年联合国海洋污染防治公约将有机锡列入必须控制的黑名单。1976年莱茵河公约又把5种毒性特别大的有机锡化合物如TBT、三苯基锡(TPT)等列入严格限制的黑名单。对中国水域有机锡的污染调查表明:丁基锡化合物污染在中国水生系统中广泛存在,有的地方,这种剧毒化合物浓度已超过水生有机体的毒性阈值。Sn的形态分析主要对象是各种毒性较大的有机锡化合物。近20年来,环境中有机锡化合物的分析技术发展很快,常用的方法是将GC、HPLC、SFC与一些痕量金属检测技术如AAS、AES、MS等联用。GC-ICP-MS由于灵敏度高,选择性好,方法可靠,又能使用同位素稀释法校正,是最受欢迎的方法之一。有机锡分析的关键是样品制备。从沉积物中将有机锡全部提取出来而又不改变其形态分布是个难题。常用的提取液有HAc、HCl、HBr的水或甲醇溶液,提取的方法有机械搅拌、超声振荡、加压溶剂提取与微波辅助提取等。这些方法虽可提取约100%二丁基锡(DBT)和TBT,但提取苯基锡仍有困难,因为这类化合物在提取条件下不稳定。但它们在沉积物的厌氧条件下是稳定的,被列入欧盟的优先控制污染物名单中,因此,苯基锡的提取方法仍有研究工作报道。对于不挥发有机锡,GC联用技术一般在分离、检测前需衍生转化为挥发性有机锡化合物。常用的衍生技术为氢化衍生、烷基化衍生和四乙基硼氢化钠(NaBEt4)衍生等。GC联用技术中样品预处理过程较为复杂、费时,并会导致被测定物的损失,同时还可能改变样品中不同形态有机锡的相对含量。HPLC可避免这些不足。首先,不需衍生,在常温下可直接分离样品中不同形态的锡,不但缩短了分析时间,还减少了分析过程中可能的损失;其次,可通过改变固定相和流动相获得最佳分离;第三,尤其适用于具有生物活性化合物的分离与形态分析。常用的方法是用HPLC-AAS、HPLC-GFAAS和HPLC-ICP-MS鉴定和检测Sn2+、Sn4+和有机锡化合物。超临界流体萃取(SFE)可用于有机锡的形态分析,用CO2作流动相,先在1×107Pa(100atm)下保持1min,然后以8×106Pa/min(80atm/min)的速度程序升压,最终的压力2×107Pa(200atm),成功地分离了TBT和四苯基锡(TePT),检出限为0.035～0.045pg。用SFE-ICP-MS系统分离检测TBT、TeBT、TPT和TePT,检出限为0.2～0.8pg。这种方法可以克服许多GC和HPLC的不足之处,可用于分离热不稳定、非挥发性、高分子量的化合物,原子化效率高。该法用于有机锡化合物形态分析才刚刚起步。还有人用毛细管SFE-火焰光度检测器(FPD)分析了氯化三烷基锡,在SFE中使用线性程序成功地分析了DBT、DPT和TPT氯化合物。有人先用CO2进行了系统内衍生化,然后进行SFE/GC分析。目前尚缺少具有一苯基锡(MPT)、DPT或TPT定值数据的沉积物标准物质。锡化合物的稳定性实验用标准加入法进行,结果表明TPT在HAc溶液中的稳定性随温度升高而下降。高温的酸性介质不宜用于提取苯基锡。室温下,在HAc溶液中用超声辅助提取苯基锡的回收率可达70%～90%。有作者报道用同位素稀释GC-MIP-MS研究沉积物中有机锡的提取方法。制备由116Sn富集的MBT、DBT、TBT与四丁基锡(TeBT)标准,加入到参考物NRCPAC与BCR646的溶液中,经平衡后,评价各种提取方法。结果表明,HAc-甲醇溶液或φ=50%的HBr溶液提取最为满意,提取TBT、DBT和MBT的效率分别为102%、85%和27%。虽然MBT的结果偏低很多,但用同位素稀释法校正后,在参考物质BCR646和PACS-2中的回收率分别达到97%与110%。固相微萃取(SPME)应用于提取水样中的锡有机物,方法简便、快速、灵敏,且不含溶剂,锡有机物直接由水相进入涂在纤维丝上的多聚物固定相,分析物再经热解进入毛细管色谱柱进行分析。有关工作已有综合报道。由于衍生后的有机锡为非极性,固相微萃取用涂有聚二甲基硅氧烷的100μm纤维丝。用SPME-GC-MIP-AES分析丁基锡的富集因子与乙烷萃取相比高出100倍。沉积物参考物CRMPACS-1中的有机锡用微波辅助法提取,提取液为φ=50%的HAc,用60W低功率微波,以避免C—Sn断裂,4min后TBT提取完全。用SPME-GC-MIP-AES测定了3种沉积物中的TBT、DBT和MBT的含量。为节省样品预处理时间,有作者提出加速溶剂提取法(ASE),方法的优点是省时并节约溶剂。为研究在提取过程中是否会发生有机锡的形态转变,用双富集同位素法,将119Sn富集的MBT与TBT,118Sn富集的DBT,加入PACS-2参考物质中,提取后用GC-ICP-MS分离检测。该方法可以同时测定三种丁基化合物,而且能得到一种形态转变成另一种形态的降解因子。如果在提取过程中发生了重排反应,将会引起同位素丰度的变化。多同位素结合GC-ICP-MS联用技术是检验固体样品中提取分析物的最佳方案,所用的溶剂含有HAc(φ=10%)-甲醇(φ=90%)。结果表明在110℃经10min即可定量提取丁基锡。温度提高至140～175℃有4%DBT降解为MBT。用ASE只需10min即可得到试样溶液,以备作衍生化和注入GC-ICP-MS之用。在无人看管的情况下,可以同时进行24个样品的提取,适用于常规分析。欧盟研制了一种新的标准物质:水系沉积物(BCR646),国际上17个实验室参加测定,给出TBT、DBT、MBT、TPT、DPT与MPT的定值数据。以下列出天然基体的有机锡定值标准物质:加拿大国家研究所(NRCC)研制的PACS-1、PACS-2(海洋沉积物),DORM-2(鱼肉)和TORT-1(龙虾肝脏)。美国国家标准和技术研究所(NIST)研制的SRM1566b(牡蛎组织),SRM1646a(河口沉积物),SRM1941a、1941b(海洋沉积物),SRM1944(纽约/新泽西水系沉积物),SRM1946(湖鱼组织),SRM1974a(肌肉组织),SRM2974(肌肉组织),SRM2976(肌肉组织)和SRM2977(肌肉组织)。5在岩细胞中,赋能pb和三羟基铅有机铅的毒性远比无机铅大,尤以三甲基铅的毒害作用最大。Pb在环境中的有机形态主要是烷基化合物,如四、三、二烷基铅。汽油在燃烧过程中,Pb会随着汽车尾气直接排放入大气,污染环境。Pb化合物大都有毒,有机铅的毒性更大。有机铅进入人体后,会与血红蛋白结合,造成血液缺氧,损害人的神经中枢,造成记忆减退,引发血压增高及心血管疾病,严重时可以导致窒息、死亡。日本、美国分别于1987年和1996年实现了汽油无Pb化。我国也在2000年开始分阶段、分地区逐步实施汽油无Pb化。几乎所有的烷基铅都可以用GC-ICP-MS法测定。天然水中Pb2+和三羟基铅可用HPLC-ICP-AES测定。过渡金属离子诱导增强信号HPLC-GFAAS法可检测Pb有机金属化合物。固体样品中的烷基铅可用SFC萃取分离。在这类分离中,与水和丙酮相比,甲醇是较好的修饰剂。离子烷基铅在己烷中,被萃取成二乙基硫代氨基甲酸盐络合物,用Grignard试剂丙基化,然后由GC-ICP-MS进行定量分析,沉积物样品中的三甲基铅、三乙基铅和二乙基铅的回收率分别为96%、106%和80%。6挥发性se的检测痕量Se是人体营养元素,在人体生命过程中具有重要的生物化学功能,Se摄入不足可能导致克山病、大骨节病及各种癌症,适量的Se辅助剂有利于防治心脏病并有防癌作用,但摄入过量会在体内引起毒性反应。Se的生物与毒性效应与Se的形态有关人体获取Se的主要来源为存在于动、植物体中的硒代氨基酸。Se在土壤和沉积物中的溶解度决定于Se的形态,在大部分的环境中,Se以还原形态和吸附形式存在。Se(Ⅵ)比Se(Ⅳ)易溶,元素Se的溶解度最小,限制了它向地下水的迁移。Se0的氧化动力很低,即使在有氧环境中也能长期稳定。土壤中的有机硒包括硒甲基硫胺酸(selenomethiamine)、硒半胱氨酸(selenocysteine)与硒胱氨酸(selenocystine)等等。近年来对污染环境中Se的甲基化和挥发性问题进行了广泛的研究。这是Se在水体和陆地环境中生物地球化学循环的一个重要过程。在全球干旱和半干旱地区有硒铁矿的地区呈现有Se的毒性影响。在土壤和植物中Se通过微生物的作用释放出挥发性的Se,有重要的自净作用。Se的价态分析可利用氢化发生选择性测定Se(Ⅳ),然后将其它价态的Se氧化或还原为Se(Ⅳ)后测定差减。挥发性Se主要用GC分离,检测器有AES、ICP-MS等。ICP-MS具有灵敏度高、选择性好的优点,适用于多种试样的分析。固相微萃取(SPME)取样方法适用于挥发性化合物,可以提高灵敏度和简化GC分离步骤。反相液相色谱分离-电化学检测可以测定硒醇、联硒化物、硒代硫化物。在一种富集硒植物(Brassicajuncea)的秧苗中,用SPME结合GC-ICP-MS测定其中超痕量的挥发性Se,检出限可低至1～10pg/g。方法可用于从一些植物的顶空同时监测Se和S。从B.juncea中主要检出的挥发性Se化合物为二甲基硒(DMSe)和二甲基二硒(DMDSe)。还发现了一些其它含Se化合物,但目前尚不能确定为何种化合物。在氩气中渗入氧气或氮气将会增加ICP-MS测Se的灵敏度。虽然氧或氮将导致质谱干扰,但不影响77Se的定量检测。氩气中的氙可用以寻找测Se的优化条件,因为在等离子体中77Se的行为与131Xe相似。SPME与GC-MS相结合可以表征DMSe、DMDSe和二乙基二硒(DEtDSe)标准中的分解产物和植物中的挥发性Se化合物。生物体内Se有机化合物的分析主要有:尿中Se的测定;微生物和植物中Se氨基酸的选择性测定;哺乳动物体内Se蛋白的表征。人尿中Se的含量低,Se化合物的热稳定性差,又缺乏参考物质。尿中高含量盐在质谱分析中会抑制信号强度。近年来采用了多种色谱分离法,减少了基体干扰,在尿样中检出并确认了一些新的有机化合物。经HPLC-ICP-MS找出硒硫氨酸等六种有机物,并用ESI-MS/MS获得了分子结构信息。富硒酵母中含有多于20种的硒化合物,如硒硫氨酸、硒半胱氨酸、硒-甲基半胱氨酸和硒-腺苷硒高半胱氨酸等。在海鸥蛋中检出了6种硒化合物,主要是硒半胱氨酸和硒胱胺。含硒蛋白的分析已有文献报道[98,99,100,101,102]。由于样品基体复杂,硒有机化合物在测定前需要经过多次纯化和富集以保证分析结果的准确性。准确测定Se的化学形态需要有合适的标准物质。最近有两种候选的标准物质:标准小麦麸样品(RM8418WheatGluten)和富硒酵母。经过GC-IDMS检测,两种样品中均有相当量的硒硫氨酸存在,适合于作候选标准物质。但所用的分析方法尚不能区分硒硫氨酸与硒-甲基半胱氨酸,需作进一步研究。顺序提取法提供Se与土壤结合的信息。土壤中的可溶Se、吸附Se、有机结合Se、元素Se和残留Se(氧化物结合与难溶硒)可用0.25mol/LKCl、0.1mol/LNa2HPO4、0.02mol/LNaOH、1mol/LNa2SO3(pH7)与HNO3/H2O2/HCl分别提取。7土壤中cr的形态转换环境样品中Cr呈现Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)两种形态。这两种形态在生物和毒性行为上存在显著差别。Cr(Ⅵ)以阴离子形式存在,溶解度大,活性较高,危害心、肾并致癌,而Cr(Ⅲ)对维持人体的耐糖性有益,为人体正常代谢必需元素。Cr的形态分析主要是测定Cr(Ⅵ)与Cr(Ⅲ)。可采用选择性检测法:分光光度法[利用Cr(Ⅵ)的强氧化性及催化活性而产生的显色或褪色反应],电化学法,离子色谱法等。样品中Cr(Ⅵ)与Cr(Ⅲ)的分配与Eh-pH密切有关。当Eh和pH值低时,Cr(Ⅲ)是热力学稳定的,而Eh和pH值升高,则有利于Cr(Ⅵ)形成。此外,样品基体的组成也影响两者的转换,Mn在Cr(Ⅲ)氧化成Cr(Ⅵ)中起重要作用。在分析过程中必须保持Cr的形态不变,以免影响分析结果的准确性。固体样品中Cr(Ⅵ)的分析包括两个步骤:提取和检测。在进行提取时,应完全提取分析物而不影响其形态分布。分析土壤和沉积物的困难在于它们的组成和化学反应相当复杂。土壤中含有有机物、Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅲ、Ⅳ)氧化物和氢氧化物。Cr(Ⅲ)的氧化和Cr(Ⅵ)的还原有可能同时发生。1998年美国环境保护局(EPA)方法3060A是提取土壤中Cr(Ⅵ)的方法:用0.28mol/LNa2CO3-0.5mol/LNaOH于90～95℃加热1h,水溶与非水溶Cr(Ⅵ)即被全部提取,溶液中Cr(Ⅲ)用二苯基卡巴肼显色(pH=2),强碱溶液阻止了Cr(Ⅵ)在提取过程中被还原,但Cr(Ⅲ)会被氧化。该方法假设样品中不含易氧化和新沉淀的Cr(OH)3,然而,在提取样品后的中和与酸化过程中,Cr(Ⅵ)由于受还原基体的影响,可能被还原或沉淀而导致损失。为校正Cr的形态转换,有作者提出用形态同位素稀释法(SIDMS)追踪和定量校正固体样品中由于Cr(Ⅲ)氧化和Cr(Ⅵ)还原所引起的误差。在样品中加入已知量的稳定富集同位素,其形态与分析相同,每种同位素均有其独特的同位素富集度,加入的两种同位素为富集53Cr(Ⅵ)和50Cr(Ⅲ)。为节省费用,50Cr(Ⅲ)用NatCr(Ⅲ)稀释成isoCr(Ⅲ),并以此替代50Cr(Ⅲ)。同位素与试样平衡后,经过监控各种形态的同位素,再通过数学运算,即能对Cr的相互转换进行定量校正。加入的isoCr(Ⅲ)与样品中的Cr(Ⅲ)竞争氧化反应,使样品中的可氧化部分大大减少。SIDMS既可在计算中用作内标,又可用以跟踪形态转换,与提取操作相结合,提供了一种可校正形态转换的可靠的定量方法。实验证明在分析的不同步骤中,随着溶液pH值的改变,存在Cr的形态转换,如不经过校正,则由于Cr(Ⅲ)的氧化将引起Cr(Ⅵ)的正偏差。土壤中Cr的分析项目,一般有以下几项:①土壤中Cr(Ⅵ)的测定:用10mmol/LK2HPO4-KH2PO4(pH7.2)溶液提取土壤中Cr(Ⅵ)。在提取液中加入显色剂二苯卡巴肼,用分光光度法在540nm测定,有机物不干扰测定。②土壤中有效Cr的测定:潮湿的土壤样品用柠檬酸钾溶液(10mmol/LK2H-Citrate)提取18h后,用AAS、ICP-AES测定提取液中Cr,测得的量是指可用低分子络合剂提取的Cr。在土壤植物体系中,金属有机酸的形成,对于金属的溶解/结合起到了重要作用。有机酸能使Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ),并与之络合,从而促进植物对Cr的吸收。③土壤中可氧化Cr(Ⅲ)总量的测定:在土壤中加入0.7mol/LNaOH(pH7.5)溶液,经充分混合并在沸水浴中加热20min,惰性Cr(Ⅲ)被氧化并被提取,经离心分离,澄清液中的Cr(Ⅵ)用AAS或ICP-AES、ICP-MS测定。固体基体中Cr的形态分析方法已有文献总结,作者总结了1983～1997年发表的有关论文共451篇,其中76%为水样分析,固体样品仅占24%,这其中工业产品12%,土壤沉积物、地质样品、淤泥7%,临床与生物样品3%,食品2%。许多方法由于没有回收率的数据而无法评价其准确度。分析结果只代表提取液中Cr的含量,而并非样品中Cr的含量。固体样品中Cr的形态分析方法尚需作进一步的研究和改进,应注意在样品预处理过程中保持Cr的原始形态不变。水和海水中含有Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ),按热力学推测,在含氧的天然水中,Cr几乎全部以CrO2-4形式存在,Cr(Ⅲ)的形式为Cr(OH)+2(H2O)4。由于Cr(Ⅵ)具有致癌性,日本政府规定,总Cr和Cr(Ⅵ)最大含量分别不允许超过0.5和0.05mg/L。水中Cr的分析方法有溶剂萃取、离子交换、共沉淀分离后,用AAS、ICP-AES或ICP-MS测定。海水中的Cr(Ⅲ)和总Cr可以用在线预富集-ICP-MS测定。富集用的树脂为亚胺二醋酸型MuromacA-1。以流动注射方式将海水(pH3)中的Cr(Ⅲ)富集在树脂上,然后用0.70mol/LHNO3淋洗,淋洗液直接进入ICP-MS。流速为2.4mL/min,Cr(Ⅲ)的检出限为0.20ng/mL,方法的准确度用海水参考物NASS-4验证。溶液pH3时Cr(OH)3转变为Cr(Ⅲ),与树脂形成螯合物;而Cr(Ⅵ)的形式为[HCrO4]-,不保留在树脂上,故MuromacA-1可选择性的分