氯代硝酰胺阴离子(Cl–N–NO2–)的离子色谱法定量分析：在饮用水消毒副产物监测中的意义

《Environmental Science & Technology Letters》：Chloronitramide Anion Quantitation in Tap Waters by Ion Chromatography with Electrical Conductivity and Ultraviolet Absorbance Detection

本刊推荐：本研究首次建立了利用离子色谱（IC）结合电导（EC）和紫外（UV243）检测法定量分析饮用水中氯代硝酰胺阴离子（Cl–N–NO2–）的方法。该方法检出限低（IC-UV243为6.2 μg L–1），准确性高（R2> 0.99），且首次在游离氯消毒系统中检出Cl–N–NO2–，为这种新型消毒副产物（DBP）的大规模监测提供了可靠、经济的技术手段，对饮用水安全评估具有重要意义。

　　

引言

氯代硝酰胺阴离子（Cl–N–NO₂^–）是近年来被识别的一种无机氯胺分解产物。尽管约45年前就在氯胺消毒水中首次检测到其存在，并在30多年前有过初步表征努力，但其确切身份直至最近才被确认。在一项针对美国氯胺消毒自来水的有限调查中，Cl–N–NO₂^–在所有测试样本（n = 40）中均有检出，中位浓度为23 μg L^–1。虽然其毒性目前尚属未知，但其生成浓度与部分受监管的消毒副产物（Disinfection Byproducts, DBPs）相当。例如，美国环保署（Environmental Protection Agency, EPA）对四种三卤甲烷（Trihalomethanes）和五种卤乙酸（Haloacetic Acids）的总和最大污染物水平（Maximum Contaminant Levels, MCLs）分别为80 μg L^–1和60 μg L^–1。

Cl–N–NO₂^–的形成途径与大多数其他DBPs不同。后者通常由消毒剂（如氯、氯胺）与水源水中的前体物（如天然有机物Natural Organic Matter, NOM、溴化物）反应生成。而Cl–N–NO₂^–则是由一氯胺（NH₂Cl）或二氯胺（NHCl₂）与亚硝酰阳离子（NO₂⁺）反应形成，NO₂⁺是氯胺分解过程中产生的一种活性氮物种。因此，Cl–N–NO₂^–被认为是一种“内源性”消毒副产物，类似于次氯酸盐原料中的氯酸盐和高氯酸盐。由于氯胺在饮用水系统典型条件下本质上不稳定，会发生自分解，因此在使用氯胺的所有水体中，Cl–N–NO₂^–很可能普遍存在。这包括有意使用氯胺消毒的系统，以及源水中含氨、可能形成氯胺的游离氯消毒系统。为了促进Cl–N–NO₂^–的赋存研究并更好地理解其在自来水中的形成规律，需要建立基于饮用水实验室常见仪器的分析方法。

先前Cl–N–NO₂^–的发现和定量依赖于亲水相互作用液相色谱-超高分辨率质谱（Hydrophilic Interaction Liquid Chromatography–Ultrahigh-Resolution Mass Spectrometry, HILIC–UHRMS）。该方法的检测限（Limit of Detection, LOD）为0.17 μg L^–1，定量限（Limit of Quantitation, LOQ）为0.58 μg L^–1。然而，HILIC–UHRMS所需的仪器（如轨道阱质谱仪）因其高昂的购置、运行和维护成本而未能普及，限制了Cl–N–NO₂^–赋存数据的收集。鉴于Cl–N–NO₂^–是一种阴离子，且在243 nm波长处具有摩尔吸光系数ε₂₄₃= 5,310 M^–1cm^–1，因此有可能通过离子色谱（Ion Chromatography, IC）结合电导（Electrical Conductivity, EC）和/或紫外（Ultraviolet Absorbance at 243 nm, UV₂₄₃）检测器进行定量。本研究的目标是评估IC-EC和IC-UV₂₄₃在μg L^–1水平对自来水中Cl–N–NO₂^–的定量能力，并与HILIC–UHRMS在美国居民自来水样中前所未有的Cl–N–NO₂^–浓度范围内进行比较。

材料与方法

实验所用实验室级水由Thermo Scientific Smart2Pure 6 UV超纯水系统制备，电阻率为18.2 MΩ cm。研究内容包括：（1）IC方法：a) 从实验室生成的混合物中分离Cl–N–NO₂^–标准品；b) 在μg L^–1水平定量Cl–N–NO₂^–。（2）用于Cl–N–NO₂^–重现性和基质测试的水样，以及IC方法与HILIC-UHRMS的比较。

离子色谱系统采用Metrohm 850 Professional IC，配备自动进样器、抑制器、两个电导检测器和一个887 Professional UV/vis检测器。使用两根Metrosep A Supp 7分离柱（250 mm长度，4.0 mm直径），一根用于Cl–N–NO₂^–标准品分离（已使用超过10,000次进样并经再生），另一根为新柱用于饮用水基质中的定量。色谱柱填料为带有季铵基团的聚乙烯醇载体材料，粒径5 μm。淋洗液为Na₂CO₃，分离标准品时浓度为3.6 mM，定量分析时浓度为14.4 mM。

Cl–N–NO₂^–标准品通过使254 mM NH₂Cl与等摩尔NO₂^–在1 M碳酸盐缓冲液（pH 8.5）中反应生成，浓度约为14.5–20.2 mM。同时制备了¹⁵N标记的Cl–N–NO₂^–作为HILIC-UHRMS定量的内标。IC分离参数包括100 μL进样环、10 mL样品体积、50 °C柱温、60分钟运行时间、0.7 mL min^–1流速和3.6 mM Na₂CO₃淋洗液。收集IC分离出的Cl–N–NO₂^–馏分后，使用Shimadzu UV-2450分光光度计在243 nm波长、1 cm石英比色皿中测量吸光度，并利用已知的摩尔吸光系数进行定量。

Cl–N–NO₂^–定量分析使用同一套IC系统，但换用新的Metrosep A Supp 7分离柱。定量参数包括5 mL进样环、10 mL样品体积、45 °C柱温、35分钟运行时间、0.7 mL min^–1流速和14.4 mM Na₂CO₃淋洗液。详细准备了Cl–N–NO₂^–标准曲线，并确定了方法检测限（Method Detection Limit, MDL）、LOD和LOQ。

重现性测试使用添加了1 mM硼酸盐缓冲液（pH 9）的实验室级水，将Cl–N–NO₂^–标准品配制成15、25、50和100 μg L^–1浓度，每个浓度做三个平行样，在七天不同时间点运行，以评估IC-EC和IC-UV₂₄₃信号的漂移。基质加标测试（即重复性测试）使用一种合成地下水（GW）、八种氯胺消毒自来水和三种游离氯消毒自来水。水样匿名编号为AR、TX-1、PA、TX-2、GA-1、GA-2、SC、CA、TX-3、OK和MN。在这些水样中分别加入15、25、50和100 μg L^–1的Cl–N–NO₂^–标准品，每个浓度做三个平行样。合成地下水根据ASTM D1141-98标准，将湖产品公司（Lake Products Company LLC）的海盐以100倍稀释因子溶解于实验室级水中，并添加约1 mg L^–1（以N计）的硝酸盐。对所有自来水样测定了pH、总氯（DPD法）、一氯胺（靛酚法）以及通过IC和HILIC-UHRMS测定的Cl–N–NO₂^–背景浓度。

结果与讨论

Cl–N–NO₂^–的MDL、LOD和LOQ

研究成功实现了Cl–N–NO₂^–与常见阴离子的IC分离，并在μg L^–1水平通过EC和UV₂₄₃进行检测。Cl–N–NO₂^–的洗脱时间约为30分钟，在最后一个常见阴离子之后约15分钟洗脱。在不同IC运行中，Cl–N–NO₂^–标准品的洗脱时间相近（约30分钟），IC-EC和IC-UV₂₄₃的半峰宽也相似（约0.7分钟）。在2025年10月至11月期间测量了17条Cl–N–NO₂^–标准曲线（5–500 μg L^–1）。IC-EC的标准曲线R²值范围为0.990–1.000，IC-UV₂₄₃为0.995–1.000。对于峰面积定量，IC-EC的MDL、LOD和LOQ分别为9.3、7.4和8.2 μg L^–1；IC-UV₂₄₃的则分别为6.2、5.8和8.3 μg L^–1。这些最低的LOD和LOQ值（5.8和8.2 μg L^–1）虽然高于HILIC–UHRMS的报告值（LOD = 0.17 μg L^–1, LOQ = 0.58 μg L^–1），但对于大多数氯胺消毒自来水（浓度通常大于10 μg L^–1）中的Cl–N–NO₂^–定量而言是适用的。

重现性测试

将浓度为15、25、50和100 μg L^–1的Cl–N–NO₂^–标准品在1 mM硼酸盐缓冲液（pH 9）中于七天不同日期进行三重分析。计算了每个标准品（n = 21）的平均残差（$\overline{r_i}$）以评估偏差。对于峰面积定量，IC-UV₂₄₃对四个标准品的平均残差（+0.3, –0.6, –1.2, 和 –0.4 μg L^–1）低于IC-EC（+2.6, +0.7, –2.1, 和 –3.3 μg L^–1）。这表明IC-UV₂₄₃具有更小的偏差和更高的重现性，其平均残差在目标浓度（15–100 μg L^–1）范围内的误差仅为0.3–1.2 μg L^–1。

基质加标测试

为评估IC方法的基质效应，在合成地下水、八种氯胺消毒自来水和三种游离氯消毒自来水中分别加入15、25、50和100 μg L^–1的Cl–N–NO₂^–。这些水样的pH范围为7.3–8.8，总氯≤3.0 mg L^–1（以Cl₂计），一氯胺≤2.7 mg L^–1（以Cl₂计），游离氯≤2.4 mg L^–1（以Cl₂计）。色谱图显示Cl–N–NO₂^–在常见阴离子之后约15分钟洗脱，部分自来水（如PA、GA-1、SC、MN）在IC-EC谱图上硝酸盐之后出现未鉴定峰，但这些峰不与Cl–N–NO₂^–共洗脱。加标水样中测得的Cl–N–NO₂^–浓度范围约为15–400 μg L^–1（n = 156）。IC-EC定量结果显示，测量值与预期值之间具有强相关性（R²= 0.994）。尽管残差在整个预期浓度范围内呈现负偏差，但对于浓度低于50 μg L^–1的样本，其P值（P_{<50 μg L^–1}= 0.77）表明IC-EC在该低浓度范围内是无偏的。同样，IC-UV₂₄₃也显示出强相关性（R²= 0.993）和对于浓度低于50 μg L^–1的无偏残差（P_{<50 μg L^–1}= 0.14）。这表明IC-EC和IC-UV₂₄₃在宽浓度范围（15–400 μg L^–1）内对Cl–N–NO₂^–定量具有高精密度和准确度，且在浓度低于50 μg L^–1时残差无偏。

自来水样中IC与HILIC–UHRMS的比较

比较了IC-EC和IC-UV₂₄₃（峰面积）与先前开发的HILIC–UHRMS方法对12种自来水样中Cl–N–NO₂^–浓度的测定结果。IC方法的测定结果与HILIC–UHRMS测量值在未检出至315 μg L^–1的浓度范围内高度吻合，紧密分布在1:1线附近。对于IC-EC，R²（n = 12）为0.991，平均残差（$\overline{r_i}$）为+3.2 μg L^–1，表明存在整体正偏差。对于IC-UV₂₄₃，R²为0.997，平均残差为0.0 μg L^–1，表明无整体偏差。因此，IC-UV₂₄₃对所测试自来水样中Cl–N–NO₂^–定量的准确度和精密度优于IC-EC。据所知，这是首次在游离氯消毒自来水系统中报告Cl–N–NO₂^–的存在。尽管其浓度低于氯胺消毒系统，但这一发现表明Cl–N–NO₂^–的暴露范围更广，且可能存在其他形成途径（如折点氯化过程）。在氯胺消毒自来水样中观察到的Cl–N–NO₂^–最高浓度（315 μg L^–1）比先前工作报道的最高值高出约三倍，这凸显了进行更多赋存研究以捕捉其在水系统中完整浓度范围的迫切性。

结论

研究证明，通过对IC系统进行微小改动（即使用5 mL进样环和14.4 mM Na₂CO₃淋洗液），并采用在1 mM硼酸盐缓冲液（pH 9）中配制的标准品，IC-EC和IC-UV₂₄₃可用于准确定量自来水中的Cl–N–NO₂^–。虽然其最低LOD（5.8 μg L^–1）和LOQ（8.2 μg L^–1）高于HILIC-UHRMS，但IC方法在环境相关浓度范围内（最高约315 μg L^–1）是准确的。加标回收实验表明，对于浓度低于50 μg L^–1的Cl–N–NO₂^–定量，IC-EC和IC-UV₂₄₃的基质效应可忽略不计（P_{<50 μg L^–1}> 0.05）。IC定量方法与HILIC–UHRMS高度相关（R²≥ 0.991），且IC-UV₂₄₃峰面积定量无偏。由于尚未找到不影响Cl–N–NO₂^–的氯胺淬灭剂/程序，在样品采集后应尽快分析（最好在1天内），以获得最准确的Cl–N–NO₂^–赋存评估，直至开发出合适的样品保存方法。尽管如此，本研究开发并验证的IC方法可被水厂和检测实验室采纳，用于大规模的Cl–N–NO₂^–监测活动。