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多卤代芳烃化合物化学分析和检测方法的研究 |
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。用色谱法检测的主要困难在于将PHAHs与干扰物如有机氯农药及 脂肪分开，并应尽量对待检测物质检测前予以浓缩，以提高灵敏度。为此采取了不少方法。 Jensen等人用活性碳柱对样品初步分离后再用气液相色谱(GC)检测［1］，Reinke等 则用薄层色谱对样本进行分离后再用GC检测［4］，Smith等人使用毛细管分离及多次 浓缩法对样本进行富集等预处理后用气液相色谱-质谱仪(GC-MS)检测以提高检测限值 ［5］。采用GC法的检测器首先采用电子俘获检测器。1979年Yost等发明了可直接对样本 进行分析的质谱仪［6］，随后多用质谱法(MS)或色谱-质谱(GC-MS)联用的方法对P HAHs进行测量，如Bumb等采用了高效液相色谱(HPLC)法分离样本中的PHAHs，并用GC-MS联 用的方法进行检测［7］，Mitchurm等则联合使用气质联用高压负化学电离法(LGC/NI API/MS)对PHAHs进行测定［8］，Kedderis利用HPLC、红外吸收及核磁共振技术对1,2 ,7,8-四苯并呋喃进行亚型分析，串联质谱仪系统(MS-MS)也用于对PHAHs的检测［9］ ，这些分离检测方法的检测下限可达PPb(10-9g/g)水平，甚至PPt(10-12g /g)水平［4～9］。经过30多年的应用改进,分析化学方法已成为检测PHAHs的常规方 法。如高分辨气质联用多离子检测法（HRGC-HRMS/MID）已是国际上规定的二恶英类化合物 的标准检测方法（USEPA1613，USEPA8290）。国内杨燕红等利用HPLC对水中多氯代芳香化合 物的吸附特征进行了研究［10］。
分析化学方法的优点是灵敏度高，可分辨达10-12g/g水平的PHAHs，并可分离出各种 不同的PHAHs及其代谢产物,是对PHAHs成分进行确证的唯一方法。但该方法过程复杂,费时费 力,需要昂贵的仪器和设备，并易受干扰物的影响。萃取过程的细小差异即可引起结果较大 的差异，重复性差，而不同的物质往往需不同的萃取过程［1,4］，方法不易掌握， 假阳性高，无法在基层开展系统的监测工作。更主要的是PHAHs多以混合物的形式存在于样 本中，每一组分的毒性、各组分间的相互作用形式均未完全搞清。因此测定一个样本中每一 个PHAHs的组分和含量并不能对该样本中PHAHs的总毒性及生物活性做出明确的判断。而环境 中PHAHs对生物及人体的毒性效应才是环境医学的中心课题。因此，单纯的分析化学方法无 法满足评价需要，迫切需要一种新的、可了解、测量PHAHs毒性及生物活性的方法。生物检 测方法就是这样提出的。
1.3 生物检测方法 随着人们对环境问题的极大关注和分析化学方法本身的 缺点，迫切需要采用一种快速而敏感的方法，在可接受的精度内不仅测出PHAHs的含量，并 能对样本中PHAHs的生物活性做出相应的测定。对PHAHs作用机理的研究为生物检测方法的使 用打下了基础。
Poland在1982年认为，PHAHs毒性的机理是它做为芳香基(又称Ah)受体或二恶英受体)的持续 性兴奋剂［11］。PHAHs是脂溶性物质，直接通过细胞后，可与胞浆中的Ah受体结合 ，产生活化的受体-配体复合物，移至细胞核中与核内DNA的特殊序列-二恶英反应序列结 合，从而引起基因转录的改变［12］。转录的改变可迅速诱导7-乙氧基异吩恶唑酮 -邻-脱乙基酶(EROD)的生成［13］。在体内PHAHs与Ah受体结合的紧密度与其毒性 及EROD诱生能力的大小均有很好的正相关性［13,14］。因而，可据此原理，利用生 物中细胞对受到PHAHs作用后产生EROD量的多少，对样本中PHAHs的总效应及总含量做出测定 。Tillitt等利用大鼠肝H4IIE细胞对环境及鱼、鸟等生物体内的PHAHs进行了筛查检测，认 为H4IIE细胞株可对样本中PHAHs的量进行定量检测，并可作为大样本筛查的可行方法，是对 分析化学方法的有益补充，其检测TCDD的下限达10 pg［15］。随后，Kennedy等 人对EROD的检测方法进行了改进，可同时对大批量样本进行测量，并将检测精度提高至2. 4 pm［15,16］。除H4IIE细胞外，尚有小鼠肝Hepa1c1c7细胞［17］。人肝H epG2细胞也对PHAHs有很好的剂量反应关系［18］。Aarts等人已利用基因重组技术合 成了将荧光素生成基因置于多个二恶英反应序列(DREs)调控控制下的质粒［19］。如 可将荧光素生成基因导入对PHAHs敏感的细胞中并稳定表达，则可大大简化测量方法，使对P HAHs的常规监测成为可能。这将是今后的研究重点。徐盈等也利用EROD对水中二恶英类化合 物进行快速筛选，结果显示有良好的剂量-反应关系［20］。
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