第21卷第2Π3期2009
年3月
化 学 进 展
PROGRESSINCHEMISTRY
Vol.21No.2Π3
Mar.,2009
环境污染物的自由溶解态浓度与生物有效性
胡霞林
1,2
3
刘景富
133
卢士燕 江桂斌
11
(1.中国科学院生态环境研究中心环境化学与生态毒理学国家重点实验室 北京100085;
2.同济大学环境科学与工程学院污染控制与资源化研究国家重点实验室 上海200092)
摘 要 环境污染物的自由溶解态浓度是反映污染物生物有效性的关键参数。本文从生物可及性以及
(或自由溶解态浓生物有效性两个方面阐明了生物有效性的内涵,并在区分污染物的“可及性”和“化学活度”
度)的基础上,讨论了生物有效性的量化方法;从基线毒性、生物富集和生物降解3个方面,详细论述了自由溶解态浓度与生物有效性的关系。还介绍了测定自由溶解态浓度的方法,展望了污染物的自由溶解态浓度与生物有效性这一研究领域的发展方向。
关键词 环境污染物 生物有效性 自由溶解态浓度 化学活度中图分类号:X131;X17 文献标识码:A 文章编号:10052281X(2009)02Π32FreelyDissolvedLiuJingfu LuShiyan JiangGuibin
(1.StateKeyofEnvironmentalChemistryandEcotoxicology,ResearchCenterforEco2EnvironmentalSciences,ChineseAcademyofSciences,Beijing100085,China;2.StateKeyLaboratoryofPollutionControlandResourcesReuse,CollegeofEnvironmentalScienceandEngineering,TongjiUniversity,Shanghai200092,China)
1,2
133
1
1
Abstract Thefreelydissolvedconcentrationofpollutantsisakeyparametertointerpretitsbioavailability.Inthisreview,thescientificmeaningofbioavailabilityiselucidatedbytheconceptofbioaccessibilityandbioavailability,andchemicalmethodsforquantifyingbioavailabilityarediscussedthroughdifferentiating“accessibility”from“chemicalactivity”.Therelationshipbetweenfreelydissolvedconcentrationandbioavailabilityisdiscussedindetailontheaspectsofbaselinetoxicity,bioconcentrationandbiodegradation.Thecommonlyusedmethodsformeasuringfreelydissolvedconcentrationareintroduced.Finally,thepossibledevelopingtrendsintheresearchareaoffreelydissolvedconcentrationandbioavailabilityarediscussed.
Keywords environmentalpollutants;bioavailability;freelydissolvedconcentration;chemicalactivity
2 Freelydissolvedconcentrationandbioavailability211 Definitionandsignificanceoffreelydissolved
concentration
212 Freelydissolvedconcentrationandbaselinetoxicity21211 Baselinetoxicity
21212 Freelydissolvedconcentrationandbaseline
Contents
1 Bioavailability
111 Definitionofbioavailability112 Characterizationofbioavailability113 Predictionofbioavailability
收稿:2008年10月
3国家高技术发展计划(863)项目(No.2007AA06Z413)、国家自然科学基金项目(No.20877082,20621703)和同济大学污染控制
与资源化研究国家重点实验室青年项目(No.PCRRY08012)资助33通讯联系人 e2mail:jfliu@rcees.ac.cn
第2Π3期胡霞林等
环境污染物的自由溶解态浓度与生物有效性
[8]
・515・
toxicityinvivo
21213 Freelydissolvedconcentrationandbaseline
toxicityinvitro
21214 Exposureconcentrationandbaselinetoxicity213 Freelydissolvedconcentrationandbioconcentration214 Freelydissolvedconcentrationandbiodegradation3 Methodsfordeterminationoffreelydissolved
concentration
311 Diffusivegradientsinthinfilms(DGT)312 Semipermeablemembranedevice(SPMD)313 Solid2phasemicroextraction(SPME)314 Liquid2phasemicroextraction(LPME)4 Conclusionandperspective
的一个关键参数。当污染物与一些基质,如溶解
[9][10][11]
性有机质(DOM)、底泥、土壤、表面活性[12][13][14,15]剂、蛋白或者其它细胞或者组织组分相互结合时,其有效浓度(或称作自由溶解态浓度)往往会下降,而其生物有效性也会相应的降低。因此,研究污染物的自由溶解态浓度对解释污染物的生物有效性具有十分重要的意义。
本文将在探讨生物有效性内涵的基础上,主要从基线毒性、生物富集以及生物降解3个方面阐明自由溶解态浓度与生物有效性的关系,介绍测定自由溶解态浓度的常见方法,并对污染物的自由溶解态浓度与生物有效性这一研究领域进行了展望。
1 生物有效性
111 研究污染物的生物有效性,是科学评价污染物环境风险的前提,具有十分重要的意义。长期以来,
化学污染物的环境风险评价大都是基于污染物的总浓度而进行的,浓度,。为此,境介质中目标污染物的回收率和相关化学分析方法的灵敏度,却忽视了这些污染物的分析方法与生物体吸收过程的相关性,导致用这些方法所测定的污染物的总浓度往往过高地估计了污染物的环境风险。研究表明,用微生物修复污染土壤中的多环芳烃(PAHs)等持久性有机污染物(POPs)时,土壤中的
[1]
PAHs无法完全降解,总会有一部分PAHs残留;同样,将DDT加入土壤后,其对暴露生物的毒性随着老化时间的增加而显著降低,但用化学方法测定得到的土壤中DDT含量仍保持在加入量的90%以[2]
上。因此,人们逐渐认识到环境中的污染物还存
[3]
在一个“生物有效性(bioavailability)”的问题。
经过近20年来的不断努力,环境科学家已发展了很多用生物化学方法评价污染物生物有效性的方法。但是,这些方法的评价结果之间往往存在很大的差异,还无法对“在某一特定条件下,环境污染物中有多少是有生物有效性的”这样一个基本
[6]
问题给出令人满意答案。究其原因,很大程度上是由于研究者对生物有效性概念的理解存在分歧和缺乏表征生物有效性的参数。近年来的研究表明,污染物的自由溶解态浓度能比总浓度更好地反映污染物的生物有效性,是评价污染物生物有效性
[7]
[4,5]
,目前还没有统
[6]
,而环境科学中能的毒性。即环境中的一部分化学污染物可能与环境介质(如土壤中的有机质及水中的溶解态有机质)结合而无法被生物吸收,即没有生物有效性。112 生物有效性的表征
如何描述化学污染物的生物有效性,是环境科学的难题之一。近20多年来,尽管人们对化学污染物的生物有效性进行了大量研究,但至今还没有一个好的表征方法,往往还无法确定环境污染物在某一特定条件下,有多少是有生物有效性的。以土壤Π沉积物中疏水性有机污染物的生物有效性为例,有学者认为间隙水中的一部分污染物会与溶解态有机质结合而没有生物有效性,故间隙水中污染物的浓
[17]
度会高估污染物的生物有效性;而另外一些科学家的观点则相反,他们认为间隙水中污染物的浓度未包括可以从土壤Π沉积物中释放出来而被生物吸收的那部分污染物———即所谓生物可及(bioacce2
[18]
ssible)的污染物,会低估污染物的生物有效性。为此,有学者提出用污染物的自由溶解态浓度表示生物有效性。无论是离体实验还是活体暴露实验,都证明化学物的自由溶解态浓度能够比总浓度更为
[8][6]
准确地评价污染物的生物有效性。Semple等建议将生物有效性区分为两个概念,即所谓的“现成的”生物有效性(bioavailability)和生物可及性(bioaccessibility)。生物可及性不仅包括“现成的”生物有效性,还包括“潜在的”生物有效性,如经过解吸
[16]
后可以变为生物有效的那部分污染物。但是,在许
多实际情况下,很难区分和测定生物有效性和生物
[7]
可及性。为此,Mayer等引入化学活度(chemicalactivity)的概念来描述生物有效性。他们认为,人们之所以在生物有效性的含义和定义上无法取得共识,其原因在于研究者混淆了可及性(accessibility)和化学活度(chemicalactivity)这两个根本不同的概念。可及性描述的是已经和在某些条件下可能具有的生物有效性(如生物降解和生物吸收)的污染物,它是一个带有人为因素的度量标准,可以通过温和
[19][20]
萃取(温和溶剂萃取和超临界流体萃取)或者
[21][22]
耗尽性采样(环糊精萃取和Tenax树脂萃取)等方法进行提取和测定;而化学活度所度量的是自
吸附和分配)的能量,是发的物理化学过程(如扩散、
[23]
可以准确定义和通过平衡采样等技术来测定的。与逸度(fugacity)和自由溶解态浓度(freelydissolvedconcentration)一样,化学活度所度量的是环境中污染物的能量状态,备库。113 多年来,,发展了基于平衡原理评价和预测污染物生物有效性的方法,主要包括用于预测和评价有机物生物有效性的平衡分配理论(EPT)[24],以及用于评价金属离子生物有效性的生
[25]
物配体模型(BLM)和自由离子活度模型(FIAM)[26]。尽管这些模型得到了比较广泛的应用,并且在一定程度上可正确地预测了生物有效性,但由于这些模型建立在大量的理想假设上,许多预测结果与实际情况偏差很大,一些新的研究成果也对这些模型的正确性提出了挑战。最近的研究表明,生物吸收包括多个动态过程:(1)污染物的吸附、解吸和扩散等过程(化学有效性),受控于化学污染物和环境介质的性质如疏水性、水溶性、电离常数、pH值、黏土和有机质含量等;(2)生物吸收过程(生物有效性),由物种的一些特定性质如解剖学、比表面积、觅食方式和生活习性等决定;(3)内部分配过程(毒理学有效性),受控于特定生物体的参数如代谢、去毒、排泄和存储容量等因素。可见,用现有的这些简单模型难以准确地预测环境污染物的生物有效性。
[5,6]
自由溶解态浓度(freelydissolvedconcentration)是自由溶解在水相,而不与任何介质或系统组分结合的化合物的浓度。它不仅与分析物的总浓度有关,而且与基体介质浓度和容量,及其对分析物的亲和
[27]
力相关。图1给出了自由溶解态浓度与总浓度(totalconcentration)的关系。总浓度包括自由溶解态浓度和结合态浓度。自由溶解态(free)的化学物既可以分配到基质(matrix)如DOM、土壤、蛋白等中,也可以分配到受体(receptor)如细胞、生物体等中;而结合态(bound)化学物则由于极性太强或者体积太大而不能为受体所吸收,即不具有生物有效性。显然,真正能够产生效应的浓度(有效浓度)只是总浓度中自由溶解态的一部分,即自由溶解态浓度。因此,用总浓度来评价污染物的生物有效性过高地估计了生物有效性,;而自由溶解态浓图1 自由溶解态浓度与总浓度的关系
Fig.1 Freelydissolvedconcentrationandtotalconcentration
自由溶解态浓度是环境化学、药理学和毒理学中的一个关键参数。从环境化学的角度,化合物的自由溶解态浓度是其在环境中迁移和分配,以及在生物中累积的驱动力,是解释化合物的生物有效性的关键参数;从药理学和毒理学的角度,只有自由溶解态的物质才能穿透细胞膜从而对生物产生效[28]
应。下面主要从基线毒性、生物累积以及生物降解3个方面阐述自由溶解态浓度与生物有效性的关系。212 自由溶解态浓度与基线毒性21211 基线毒性
污染物与生物靶(如酶、受体等靶分子以及生物膜等靶位点)相互作用才能产生毒性效应,而这种作用模式极其复杂。大体上污染物与生物靶的作用模式可分为3种:非特异性作用、特异性作用以及化学反应。其中非特异作用模式最易于研究,也是
[29]
2 自由溶解态浓度与生物有效性
211 自由溶解态浓度定义与意义
第2Π3期胡霞林等
环境污染物的自由溶解态浓度与生物有效性・517・
研究其它复杂作用模式的基础,而基线毒性(baselinetoxicity)是非特异性模式中最重要的一种,因此研究基线毒性具有很重要的毒理学意义。
(narcosis),指的是污染物分基线毒性也称“麻醉性”配到生物膜而导致生物膜完好性被非特异性破坏所产生的效应
[31]
[30]
密度和血清蛋白或其它基质,这些基质会影响体系中污染物的生物有效性
[34,35]
。细胞材料对毒物的
[35]
吸收和吸附会造成化学物的EC50total值随着体系中细胞密度的增加而线性增加
。根据这个关系将
[36]
EC50total值推导至体系细胞或者基质蛋白为“零”状
。其理论核心是:外源性化学物在靶
[32]
态就可以得到化学物的EC50free值。Guelden等
认
位点以及生物膜的浓度决定其毒性效应
。基线
毒性组成了每种化学物的最小毒性,当指示终点(如致死性)确定时,不同基线毒物在生物膜中的浓度或者体积为常数
[30]
为,在考虑人体血清和离体测试体系蛋白和脂含量的情况下,依此关系可能依离体测试结果推导至人体的活体毒性结果。Heringa等
[37]
在研究血清对雌
。
二醇以及辛基酚的雌激素效应的影响时发现,当采用自由溶解态雌二醇或者辛基酚表示时,其离体测试体系中的EC50free值与体系中血清浓度无关,是常数;而当采用总浓度时,其EC50total值与体系中血清浓度有很强的线性关系。因此,直接11421212 自由溶解态浓度与活体基线毒性
在过去的毒性实验研究中,研究者们通常根据水族箱中鱼暴露实验的结果作出一条毒物的剂量效应关系曲线,并由此得出有毒物质对生物的半数有
效浓度(effectiveconcentration,EC50,当指示终点为半致死量时为半数致死浓度:lethalconcentration,LC50),这个浓度通常都以化学物的总浓度来表征(EC50total或者LC50total)。但是,,所吸收利用。吸附而逐渐减少,、、食物和测试生物本身的吸附等。只有测试体系中化学物的自由溶解态浓度才是真正意义上具有生物有效性的(不考虑摄食途径的贡献)。Escher等[8]在分析六氯苯对斑马鱼的毒性效应时发现了一个问题:六氯苯
μ的LC50free值为5gΠL,而根据LC50free推算所得的μμLC50total为21gΠL,是六氯苯水中溶解度(7gΠL)的3倍。显然,LC50total值不可信,而LC50free值则是可信的。因此,用自由态浓度来构建化学物浓度与毒性
效应之间的关系将得到更可靠和偏差更小的EC50free值。Hawthorne等
[33]
的关系,除了总浓度,这里再引入内暴露浓度(internalconcentration)和靶位点浓度(targetconcent2ration)两个概念。内暴露浓度是化学物对生物产生
毒性效应时,基于整个生物个体基础之上的目标化学物的量;靶位点浓度是考虑了整个毒理代谢动力学过程(包括生物获取、代谢、分配到靶位点和非靶位点、排泄等过程)而最终产生毒理学响应的化学物的量。目前比较认可的观点是,不同暴露浓度与毒性效应关系的密切程度如下:总浓度
[8]
相关性不好;而当毒性效应用自由溶解态浓度来表示时,ECfree与logDlip之间的相关性十分令人满意;当用内暴露浓度或者靶位点浓度(膜浓度)表示时,ECtarget不受污染物亲脂性的影响。以上结果表明,总
考察了97种底泥中34
种多环芳烃(PAH34)对片脚类动物的毒性效应,发现PAH的总浓度与毒性没有关系:暴露生物在PAH34
μ总浓度高达2990gΠg时还能存活,而在总浓度低3μ个数量级(214gΠg)时反而显著死亡;同时,他们发现,底泥孔隙水中自由溶解态的PAH34与毒性效应很一致,基于97种底泥孔隙水中自由溶解态PAH34的值与暴露生物存活量的关系,拟合所得的LC50值与文献报道值也很吻合。以上结果证明,在活体暴露实验中,自由溶解态浓度能够将基质影响降到最低,能够很好地反映基线毒性。21213 自由溶解态浓度与离体基线毒性
浓度无法(或者只能粗略)预测污染物的毒性效应,自由溶解态浓度能够准确地预测毒性效应;而相对于自由溶解态浓度,内暴露浓度和靶位点浓度能更
准确地预测基线毒性效应,因为其将生物种群及化学物种类的差异带来的不确定性降低到最小,其值理论上是恒定的。目前关于测定内暴露浓度的研究还很少,且大多数的研究还只局限于最简单的基线毒性的研究
[38]
;而要真实测定化学物在生物体内靶
作用点的实际剂量或毒性浓度在实际操作上是不可行的,只能用简单的分配模型和复杂的动力学模型
在细胞离体测试体系中,通常含有很高的细胞
・518・
化 学 进 展
第21卷
来估计。由于化合物在水体中真实的自由溶解态浓
度可以通过化学方法(如nd2SPME技术)准确地测
[39,40]
定,且其在一定程度上可以预测内暴露浓度。因此,自由溶解态浓度具有比较好的可操作性与实用性,在环境毒理学中将发挥重要作用。
213 自由溶解态浓度与生物富集
生物富集(bioconcentration)是指生物体通过对
便、准确地预测复杂基质中污染物的生物富集。
自由溶解态浓度可以从两个不同的方面来反映
[7]
生物富集。一方面,通过自由溶解态浓度和生物富集因子(BCF)可以预测污染物在生物体内的平衡分配(稳态生物富集浓度),特别是对于污染物易于达到平衡分配的那些小生物(如大型蚤等)。另一方面,根据污染物的生物富集浓度和BCF可以反推出污染物在环境基质中的理论自由溶解态浓度,将这个理论值与实测值相互比较,可以判断生物富集过程:当理论值=实测值时,证明是平衡分配;当理论值实测值时,表明生物富集过程中存在通过食物链的生物放大过程(biomagnification)。214 ,,污,不仅仅会影响污染物的毒性物富集,还会明显影响污染物的生物降[3,45,46]解。基质主要是从生物降解速率和生物降解有效浓度两个方面来影响生物降解。对于降解速率,目前比较认可的结论是:结合态的污染物不具有微生物降解活性,当污染物与环境基质结合后,其净
[3,45]
生物降解速率将降低;尤其是当污染物从基质解吸到水相中的速率低于其微生物降解活性时,这种生物降解速率降低现象将更为明显。目前生物降解速率常数的测定大都是基于污染物的总浓度进行的,该方法很难得出生物降解的速率控制步骤。
[48
]
Artola2Garicano等通过简单地测定自由溶解态浓度,就很方便地得到了活性污泥生物降解多环麝香类污染物的速率控制步骤。因此,自由溶解态浓度在生物降解模型中可望有比较好的应用前景。
有关自由溶解态浓度与生物降解的研究一直极少。一些研究暗示只有自由溶解态的化学物才具有
[49,50]
生物降解活性,但是由于测定的困难,目前还没有真正通过测定自由溶解态浓度来证实他们的假设。Artola2Garicano等通过测定污水处理厂不同处理阶段多环麝香类污染物的自由溶解态浓度和总浓度来评价污水处理效果,结果发现,自由溶解态浓度在各个阶段都比较恒定,而总浓度变化则很大。他们得出的结论是:污水处理厂中污染物的自由溶解态浓度主要受生物降解调控,而总浓度由固体调控。由此可见,自由溶解态浓度与生物降解的关系很密切。生物降解的首要条件是污染物能够通过扩
[51]
[47]
环境中某些元素或难以分解的化合物的积累,使这些物质在生物体内的浓度超过环境中浓度的现[41]
象。生物富集和毒性效应一样,是生物有效性最为重要的方面之一,而自由溶解态浓度与生物富集则有着极其密切的关系。目前普遍认同的观点是,与环境基质结合的化学物不易于被生物富集,而只
[42]
有真正自由溶解态的化学物才能被生物富集。以环境中广泛存在的溶解性有机质(DOM)为例,很
[9,43,44]
多研究表明,DOM降低了疏水性有机化合物(HOCs)在水生生物体内的生物富集,其主要原因是:DOM与HOCs结合,过大或者极性过强,生物体内循环。
研究表明,(BCF),从而可以准
[9]
确预测复杂体系中污染物的生物富集。Ramos等研究了有无腐植酸的体系中,五氯苯和PCB77对大型蚤生物富集的影响,且分别计算了基于总浓度和基于自由溶解态浓度的BCF。结果发现,基于自由溶解态浓度测定的BCF值不受腐植酸的影响,是定值;而基于总浓度计算时,腐植酸存在时的BCF值
[44]
明显低于未加腐植酸的相应BCF值。Ke等在研究腐植酸对Medaka生物富集有机氯农药的影响时,同样也发现了基于自由溶解态浓度计算的BCF值与腐植酸浓度无关,且生物富集量与自由溶解态浓
[11]
度之间有很好的线性相关性。VanderWal等测定了有机氯化合物在土壤孔隙水中的自由溶解态浓度(Cp),并依此浓度和BCF值根据平衡分配理论(EPT)计算了目标物在蚯蚓中的生物富集量(Cb=BCF×Cp)。结果表明,计算值与蚯蚓暴露实测值相
当,且在不同的污染物浓度水平表现出很好的线性
[17]
相关性。Kraaij等用同样的方法预测了土壤中几十种HOCs(包括PCBs、PAHs、氯代苯)在颤蚓科(Tubificidae)蠕虫中的生物富集,其预测值与实验测定值十分吻合。以上研究表明,土壤孔隙水中自由溶解态的化学物可以用来预测污染物的生物富集。因此,通过简单地测定自由溶解态浓度,就可以方
第2Π3期胡霞林等 环境污染物的自由溶解态浓度与生物有效性
[52]
・519・
[63]
散迁移至降解生物并为其吸收,而自由溶解态浓度是污染物在环境中迁移和分配,以及在生物中累积的驱动力。以土壤或者底泥污染物为例,由于降解生物的消耗,在污染物总浓度显著减小之前,其在孔隙水中的浓度可能会显著地降低。因此,测定自由溶解态浓度对评定生物降解底物条件以及预测生
[7]
物降解过程具有十分重要的意义。
在1994年发明
的,该技术特别适合于测定金属的有效态(labileΠ
[64—66]
freespecies)浓度。DGT装置通常由一个圆盘组成,该圆盘从外及里包含3层:滤膜层、聚丙烯酰胺扩散凝胶层以及固定凝胶层。其中,滤膜的孔径
μ为0145m,滤膜层直接与样品以及凝胶层接触,它
DGT是英国科学家Davison等
3 污染物自由溶解态浓度的测定方法
随着科学家对自由溶解态浓度的关注,目前发展了很多测定自由溶解态浓度的方法。Heringa和
[28]
Hermens较详尽地综述了常用的测定自由溶解态
[53,54]
浓度的方法。传统的方法,如平衡透析、超速
[55][56]
离心、超滤等,需要将化合物的自由溶解态和结合态经复杂的物理分离后再进行分析测定。色谱法,如体积排阻色谱、反相色谱和亲和色[59]
谱,由于不需要任何相分离步骤,能够同时测定自由溶解态和结合态浓度,具有快速、点,得到了广泛的应用;]
干扰影响很大之一,,且有文献
[61,62]
报道称该方法低估了自由溶解态浓度。近年发展起来的“平衡采样装置(equilibriumsampling
[23]
devices,ESD)”特别适合于采样分析测定污染物的自由溶解态浓度。ESD采样时,将采样相置于采样介质中,使目标污染物在采样相与介质间达到平衡,通过测定采样相中污染物的浓度而得到介质中的自由溶解态污染物浓度。从某种意义上讲,该方法就如同用温度计测定环境温度一样简单。ESD最大的特点是非耗尽性采样:仅采集全部分析物中可忽略的极少的一小部分(一般认为
迄今为止,比较成功的用于测定自由溶解态浓度的被采样装置主要包括用于采集金属离子的薄层梯度扩散(diffusivegradientsinthinfilms,DGT)、主要用于采集非极性有机污染物的半透膜采样装置(semipermeablemembranedevice,SPMD)和固相微萃取(solid2phasemicroextraction,SPME),以及主要用于采集极性有机污染物的液相微萃取(liquid2phasemicroextraction,LPME)。下面将主要对这4种ESD
[57]
[58]
可以防止凝胶的机械损坏和生物污染。滤膜下面的扩散凝胶层控制着基质中测定组分到固定相的扩散通量。水或孔隙水中溶解态(自由溶解态或小分子络合态)金属离子通过滤膜和扩散凝胶层到达固定凝胶层,由于固定凝胶层中的Chelex树脂强烈吸附金属离子,从而使金属离子得以固定。之后,通过收集测定固定层中的金属离子的含量,就可以根据Fick[64]
态浓度。,,;而小的有机络合态在一定程度上可以透过水凝胶(以常用的琼脂凝胶APA为例,分子量
[67]
为2400Da的有机络合态分子的透过率约16%)。因此,DGT除了测定自由溶解态的无机金属离子外,还可以测定一小部分的小分子有机络合态金属。由于很多情况下DGT的测定结果与传统的平衡透析
[65,68]
以及离子选择电极的结果很一致,因此一般认为DGT测定的就是金属离子的自由溶解态浓度或者有效浓度。
相对于传统的方法,DGT最大的优点是:(1)将分析物直接吸收富集在固定相,操作简单;(2)将基质干扰以及样品污染降低到最低;(3)便于原位采样。目前DGT已经广泛地应用于地表水中多种
[70]
金属离子自由溶解态浓度的测定,以及土壤中一
[71,72]
些痕量金属,如铜、锌、镉等的测定。近年来的研究表明,通过DGT测定的有效浓度可以预测金属
[68,73]
离子的生物富集以及毒性效应,因此DGT又被用来评价金属离子的生物有效性。312 半透膜采样装置(SPMD)在1990年发明的。典型的SPMD装置是一个三明治结构,它由中性三油酸甘油酯填充在无孔(没有固定的膜孔
,仅仅有受热调控的瞬时孔穴)低密度聚乙烯膜(LDPE)内组成。LDPE的瞬时膜孔的孔径约为10!,
SPMD是美国地质调查局的Huckin等
[74]
[69]
方法进行详细介绍。
311 薄层梯度扩散(DGT)
与绝大数环境污染物的分子大小相近。由于LDPE
膜孔尺寸的限制,只有分子量
・520・
化 学 进 展
第21卷
(具有生物有效性)的有机污染物才能通过扩散作用SPME)。如图2所示,nd2SPME既可用于顶空萃取
透过LDPE半透膜,然后被浓缩在中间的三油酸甘
油酯中;而与溶解性有机质或者颗粒物结合的有机污染物因体积太大被阻截在半透膜外。
由于采样相三油酸甘油酯的强疏水性,根据相似相容原理,SPMD特别适合于强疏水性有机污染物(如PCBs、PAHs等)自由溶解态浓度的测定,而对极性物质的富集效率很低。SPMD最大的优点是:SPMD半透膜阻截的分子尺寸与生物膜类似,可以选择性富集有机污染物;且SPMD富集污染物的过程与生物膜的作用机理有一定的相似性。因此,很多情况下通过SPMD测定自由溶解态浓度可以评价
[75,76]
污染物的生物有效性。当然,SPMD也存在一定的缺点:如SPMD制备比较麻烦、样品前处理依然比较复杂;强疏水性的污染物在SPMD中达到富集平衡所需的时间特别长(有的甚至超过一年),很难实现平衡采样,因此往往需要对动力学参数进行复杂的校正;另外,由于SPMD,现微耗损(negligibledepletion)的缺点,王子健了一种新型的SPMD———2醋酸纤维素复合膜被动式采样技术(TECAM)。TECAM由三油酸甘油酯以脂滴的形式嵌于醋酸纤维素聚合物构造中形成,该镶嵌结构使得接触面积增大,极大地提高了采样速率,易于快速达到萃取平衡。313 固相微萃取(SPME)
固相微萃取技术(solid2phasemicroextraction,[78]
SPME)是加拿大的Pawliszyn教授及其同事在20世纪90年代初发明的一种新型的样品前处理技术。其萃取机制,就是将目标物富集于一小段涂有聚合物涂层的石英纤维上,然后将涂层上所富集的分析物通过高温热解吸或溶剂洗脱快速完全地解析到分析仪器(如GC或者HPLC)中进行分析测定。该方法集采样、萃取和富集于一体,平衡快速,操作简单,样品用量少,自其问世以来在环境分析和生物分析等领域得到了很广泛的应用。
传统的SPME针对的是总浓度的测定,追求的
[13]
是最大的萃取效率;而Vaes等和Poerschmann[82]
等创新性地将其应用于自由溶解态浓度的测定,其依据是仅仅萃取少至可忽略(negligibledepletion)部分的自由溶解态目标物,从而不破坏其各种形态间的平衡,这也就是微耗损固相微萃取技术(negligibledepletionsolid2phasemicroextraction,nd2
[79—81][44,77]
也可用于直接浸入式萃取。顶空萃取最大的优点是
避免了样品基质对SPME纤维的干扰,但是其只适用于挥发性和半挥发性化合物;而直接浸入式萃取几乎适合于所有的化合物,但因萃取介质与溶液直接接触,溶液中的基质可能会对萃取产生干扰。不管是采用何种萃取方式,为了准确地测定自由溶解
[28]
态浓度,萃取体系必须同时满足如下3个条件:(1)结合态和自由溶解态的物质必须达到平衡;(2)萃取引起的自由溶解态物质的耗损量可以忽略;(3)样品基质不影响萃取。
目前,nd2SPME已经成为应用最为广泛的测定
[28]
自由溶解态浓度的技术之一,在环境基质(如腐殖酸类溶解性有机质、底、土
壤、活性污泥
[51,83,84][13,85]等)、生物基质()乃。目PDMS(聚二甲,;而对于极性有机物,应用比较多的为PA(聚丙烯酸酯)纤维。由于极性SPME纤维涂层的限制,SPME对极性物质的萃取效果不够理想,
μ无法满足实际环境介质中gΠL级浓度水平的测定要
[13,85,87]求,导致其在实际环境中极性物质自由溶解态浓度的测定应用方面受到了一定的限制。
]
图2 顶空SPME(a)和直接进入式SPME(b)测定自由溶解态浓度示意图
Fig.2 Schematicrepresentationoftheprincipleofheadspace(
a)anddirectimmersion(b)SPMEfordeterminationoffreeconcentrations
314 液相微萃取(LPME)
液相微萃取技术(LPME)是一种微型化的液2液萃取技术。它结合了液液萃取和SPME的优点,可以根据目标分析物的性质灵活地选择萃取溶剂,从而实现了许多SPME难以完成的物质如极性有机污染物的萃取。按萃取的表现形式不同,LPME可分为单滴液相微萃取(SD2LPME)和中空纤维膜支
[88,89]
第2Π3期胡霞林等 环境污染物的自由溶解态浓度与生物有效性・521・
载的液相微萃取(HF2LPME)。其中SD2LPME通常采用与样品相不互溶的正辛醇、苯、甲苯、正己烷等萃取溶剂。HF2LPME按萃取过程中相传质过程的不同,可分为两相形式(twophaseLPME)和三相形式(threephaseLPME)。其中两相LPME与SD2LPME类似,采用有机溶剂作为萃取剂,只不过有机溶剂填充在中空纤维膜的膜壁膜孔及内腔中,从而增强了其稳定性;三相LPME主要通过中空纤维膜壁膜孔中填充的有机溶剂萃取目标物,然后再通过膜腔中填充的受体水溶液反萃取目标物。
LPME是对SPME的重要补充,在常规分析研究中得到了很广泛的应用;而当采用微耗损标准时,nd2LPME近年来发展成了一种新型的测定自由溶解态浓度的技术。其中,单滴液相微萃取技术(SD2
[90]
LPME)可用于小体积样品中自由溶解态浓度的测定,但是由于单液滴易受物理作用的影响,比较脆弱,不稳定,限制了其应用范围。为了克服SD2LPME的缺点,我们借助中空纤维膜稳定有机溶剂,展了薄液膜萃取技术(thin[91]
TLFE)(nd2HF2LPME)[92],具有采样相比表面积大,平衡时间短,需要的样品体积小的优点,特别适合于logKOW>3的有机物质自由溶解态浓度的测定。而nd2HF2LPME由于有机溶剂填充在中空纤维
μl),能够极大地的膜腔,采样相体积相对较大(约10
提高灵敏度,特别适合于logKOW
[93,94][95]
化合物以及金属离子自由溶解态浓度的采集测定。
解态浓度)则在可操作性上为量化生物有效性提供了有效的方法。环境污染物的自由溶解态浓度是描述生物有效性的一个很关键的参数,它与基线毒性、生物富集以及生物降解联系极为密切。该领域未来的发展方向为:(1)发展简便快速测定生物有效性的
[23]
分析测定方法和技术(如平衡采样技术),以高效测定各类污染物自由溶解态浓度;(2)研究污染物的环境过程与生物有效性的关系;(3)研究环境中的人工和天然材料(如溶解态有机质)影响化学污染物的生物有效性的机制;(4)建立基于自由溶解态浓度的生物模型,实现污染物生物有效性的准确
[17,33]
预测。
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4 总结与展望
环境污染物的生物有效性是一个很复杂的问
题,其正确评价有赖于发展量化生物有效性的方法。“现成”的“生物有效性”和“潜在”的“生物可及性”可以在理论上从两个不同的方面很好地描述生物有效
(或者自由溶性;而污染物的“可及性”和“化学活度”
・5
22・
化 学 进 展
第21卷
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