微波輔助萃取-高效液相色譜法同時測定PM2.5中16種多環芳烴

劉 滔， 游 釩， 袁小雪， 謝碧俊， 雍 莉， 胡 彬

(四川省疾病預防控制中心理化檢驗所，四川 成都 610041)

0 引 言

多環芳烴（PAHs）是一類典型的持久性有機污染物，由2個及以上不含雜原子和取代基的苯環構成，其主要來源為石化燃料及其他物質的不完全燃燒。大氣細顆粒物PM2.5中PAHs的濃度雖然很低，但其毒害性較大，被人體呼吸系統吸入，有致癌、致畸、致基因突變等效應[1-2]。因此，PM2.5中PAHs的污染已經引起世界各國的普遍關注，美國國家環保總署確定了16種PAHs作為優先監測并控制的污染物，2012年我國環保部發布了GB 3095——2012《環境空氣質量標準》，也同樣新增了PM2.5中PAHs等一系列監測指標。

目前，文獻報道的PM2.5中PAHs的分析方法主要有高效液相色譜法（HPLC）[3-4]和氣相色譜-質譜聯用法（GC-MS）[5-6]。GC-MS法具有高靈敏、高定性能力，但分析高沸點PAHs及對其同分異構體的分離存在一定的困難；而HPLC法不受組分揮發性和熱穩定性限制，具有操作簡便、靈敏度高、成本低等優勢而被廣泛使用。前處理方法主要有索氏萃取法[7-8]、固相微萃取[9-10]、超臨界流體萃取[11]、加速溶劑萃取[12-14]和超聲波萃取[15-16]。其中，索氏萃取法提取效率高，但操作繁瑣費時，消耗有機溶劑量大，且萃取后需進一步濃縮；固相微萃取方法萃取效率高，速度快，但成本較高，萃取所用纖維易碎，聚合物的涂層性質不穩定容易產生樣品攜帶等；超臨界流體萃取法由于適用于非極性或低極性 PAHs 的萃取,應用范圍相對較窄，且技術成本較高；加速溶劑萃取法操作簡便，萃取效率較高，但其后處理操作步驟多，組分損失較大；超聲輔助萃取法操作簡單、快速，但有機試劑擴散嚴重，萃取效率較低，且共提取物較多。而微波輔助萃取作為一種較高效的樣品前處理方法已被成功地用于土壤、海水、河流沉積物及植物等樣品中PAHs的提取[17]。本文優化了微波萃取時間、溶劑及用量，微波輻射功率等萃取條件，建立了磁力攪拌輔助微波萃取-高效液相色譜法同時測定PM2.5中16種優控多環芳烴的方法。

1 實驗部分

1.1 試劑

16種PAHs混合標準溶液（萘、苊烯、苊、芴、菲、蒽、熒蒽、芘、苯并[a]蒽、屈、苯并[b]熒蒽、苯并[k]熒蒽、苯并[a]芘、二苯并[a,h]蒽、苯并[g,h,i]芘、茚并[1,2,3-cd]芘），乙腈為溶劑，每個組分的質量濃度均為500 μg/mL，Accstandard試劑公司；乙腈、正己烷、丙酮、二氯甲烷（HPLC級，Scientific試劑公司）；超純水（電阻率≥18.0 MΩ·cm）。

1.2 儀器及設備

1260高效液相色譜儀（美國安捷倫公司，同時配二極管陣列紫外檢測器和多波長熒光檢測器）；多環芳烴液相色譜專用柱（4.6 mm×150 mm×5 μm，美國安捷倫公司）；Milli-Q超純水儀（美國Millipore公司）；N-EVAP-112氮吹儀（美國Organomation公司）；MARS X微波萃取儀（美國CEM公司）；TH-150C型中流量PM2.5采樣器（武漢市天虹儀表有限責任公司）；玻璃纖維濾膜（美國Pall公司，直徑90 mm）。

1.3 儀器分析條件

乙腈作為流動相A相，超純水作為B相，其梯度洗脫程序為：0～20 min，40%A；20～25 min，40%A→100%A；25～30 min，40%A。流動相流量為2.0 mL/min，柱溫為25 ℃，進樣量為10 μL，紫外、熒光串聯檢測器檢測。如表1所示，熒光檢測器設定了波長切換程序，16種PAHs中僅苊烯不具有熒光，選擇紫外波長220 nm對其進行檢測。

表1 熒光檢測器波長切換程序

1.4 樣品的采集

在成都市區域內設置3個采樣點，于2016年2月連續采樣7 d，2016年3月連續采樣10 d（3月為霧霾天氣，固連續采樣10 d），采樣流量為100 L/min，采樣時間為24 h，采樣點均避開污染源及障礙物。采樣時，記錄溫度及大氣壓以換算標準采樣體積。采樣前，將玻璃纖維濾膜置于馬弗爐中500 ℃下加熱烘烤4 h，除掉有機物，冷卻后將其放在恒溫恒濕箱中平衡24 h后用十萬分之一電子天平進行稱量恒重，采樣完成后將其再次平衡稱量，采集樣品低溫保存（-18 ℃以下），并盡快完成多環芳烴提取及測定。

1.5 樣品預處理

將采樣后的玻璃纖維濾膜除去邊緣無塵部分，然后用切割器將濾膜切為四等份，將四分之一濾膜剪碎后放入微波萃取罐內進行提取。微波提取條件為微波功率300 W，微波輻射6 min，壓力0.3 MPa，萃取溶劑為正己烷-丙酮（體積比 2:1，總體積為15 mL），并采用磁力攪拌附件對樣品進行提取。萃取完成后，將萃取液過濾后經氮吹儀濃縮至1 mL以下，再向濃縮液中加入一定量的乙腈，濃縮至1 mL以下，重復1次，將其溶劑完全置換為乙腈，最后定容至1.0 mL待測。

將未經采樣的玻璃纖維濾膜置于馬弗爐中500 ℃下加熱烘烤4 h，去除有機物及增加濾膜韌性，冷卻后將濾膜放在恒溫恒濕箱中平衡制得空白濾膜。將濾膜切為四等份，用進樣針向四分之一濾膜中滴加不同體積的不同濃度標準溶液，濾膜再次平衡，低溫保存（-18 ℃以下），制得空白加標樣品。

2 結果與討論

2.1 微波提取條件優化

2.1.1 提取溶劑及用量

考慮到微波萃取的特點及16種PAHs的理化性質，選取正己烷/丙酮（v/v1:1，2:1）、二氯甲烷/丙酮（v/v1:1，2:1）、正己烷/二氯甲烷（v/v1:1，2:1）不同體積比的萃取溶劑進行提取。萃取條件為：微波功率300 W，萃取時間6 min，萃取壓力0.3 MPa，以此考察16種PAHs的萃取效果。如圖1所示，可知用正己烷-丙酮（2:1）提取時，提取效率最高。因為PAHs在丙酮中的溶解度較大，PAHs容易進入提取溶劑中，而正己烷的沸點低，可縮短濃縮時間，從而減少待測物的損失；其次，由于正己烷對微波的吸收相對較弱, 可使微波升溫減慢，從而減少溶劑的揮發，防止PAHs由于過熱或溶劑揮發而損失[18]。當正己烷與丙酮的體積比大于2:1時，PAHs提取效率有所下降，這可能是由于正己烷體積增加，提取溶劑對微波的吸收效率降低，從而降低了萃取效率。因此，本實驗最終選擇體積比為2:1的正己烷/丙酮作為提取溶劑。此外，還考察了溶劑用量對萃取效率的影響，結果如圖2所示，當使用總體積為15 mL的正己烷/丙酮（2:1）時，PAHs萃取效率最高。這可能因為適量的溶劑便可充分提取樣品中PAHs，當溶劑用量繼續增加時，濃縮時間也相應增加，從而可導致待測組分的揮發損失。固本文最后采用總體積為15 mL的正己烷/丙酮（v/v2:1）作為提取溶劑。

圖1 溶劑及比例對PAHs萃取效率的影響

圖2 正己烷/丙酮（v/v 2:1）的用量對PAHs萃取效率的影響

2.1.2 微波輻射功率及時間

為考察微波功率及萃取時間對PAHs萃取效率的影響，分別選用微波功率（100～900 W）和萃取時間（2～10 min）進行實驗。結果表明，當微波功率達到300 W以后，提取效率不再升高反而有所降低，可能因為隨著微波功率的增加，微波加熱速率較快，溶劑易揮發并帶走待測組分，導致其萃取效率降低；當萃取時間為2 min時，PAHs萃取效率偏低，2 min以后逐漸升高，6 min以后提取效率不再發生明顯變化。因此，采用微波功率300 W， 萃取加熱時間6 min進行后續實驗。此外，還分別考察了微波萃取壓力及磁力攪拌對PAHs萃取效率的影響，結果表明：當萃取壓力為0.3 MPa，使用磁力攪拌時，PAHs的萃取效率最高。主要因為磁力攪拌和適當的加壓可增大萃取溶劑和樣品的有效接觸比表面積，進而提高PAHs的萃取效率；同時，采用磁力攪拌，還可縮短萃取時間，減少PAHs因萃取時間過長而帶來的損失。因此，采用磁力攪拌附件，壓力0.3 MPa進行下一步實驗。

2.2 微波萃取法與超聲萃取及加速溶劑提取法的結果對照

分別采用微波萃取、超聲萃取及加速溶劑萃取來考察PAHs的萃取效率。微波萃取選用最佳優化條件，超聲萃取和加速溶劑的萃取溫度、萃取時間及萃取劑用量的最佳實驗條件參照文獻[13, 16]，其他實驗條件保持一致，測定結果見表2。由表可知，微波萃取法的PAHs平均回收率及相對標準偏差(RSD)均比超聲萃取法略好，與加速溶劑提取法結果相當，其萃取效率甚至優于文獻報道的索氏提取法[7]。對于低環PAHs，雖然微波萃取法及加速溶劑提取法的萃取效率都較低，但也明顯優于超聲萃取法的結果，這可能是由于低環PAHs易揮發，超聲萃取法密閉性較微波萃取法差，從而導致低環PAHs在提取過程中更易損失；且與超聲波萃取和加速溶劑提取法相比，微波萃取具有更加智能、快速、有機溶劑使用量少、穩定性好等優勢。

表2 微波萃取法與超聲波萃取法及加速溶劑提取法的結果比較

2.3 方法線性范圍及檢出限

將混合標準溶液稀釋配制成質量濃度分別為0.025，0.05，0.1，0.5，1.0，5.0 μg/mL的混合標準系列，依次進樣分析。其熒光和紫外檢測器的色譜圖分別見圖3、圖4。然后以峰面積為縱坐標，質量濃度為橫坐標，繪制標準曲線，得出16種PAHs在0.025～5 μg/mL范圍內均具有良好的線性，其線性相關系數均≥0.999 8。連續進樣10次接近于試劑空白的混合標準溶液 , 以3倍標準偏差為儀器檢出限，然后以采樣體積144 m3，采集效率90%，進樣體積10 μL，計算方法檢出限，得到16種PAHs的方法檢出限為0.005～0.051 ng/m3。

2.4 方法精密度及準確度

圖3 PAHs標準溶液熒光檢測色譜圖

在標準線性范圍內，在平行空白玻璃纖維濾膜上分別加入低（0.025 μg/mL）、中（0.5 μg/mL）、高（5 μg/mL）3個水平混合標準溶液各11份，濾膜平衡后按照1.5進行預處理后測定其濃度，分別計算16種PAHs的加標回收率，得到方法加標回收率在78.8%～101.6%之間，相對標準偏差在0.4%～5.8%之間。

2.5 實際樣品測定

圖4 PAHs標準溶液紫外檢測色譜圖

在最優實驗條件下分析2016年2月和3月成都市3個采樣點大氣顆粒物樣品中的PAHs ,結果見表3。由表可知，成都市2016年2月至3月，各采樣點PM2.5中PAHs的總濃度范圍為17.70～53.34 ng/m3，且3月各采樣點PAHs的總濃度均高于2月；各采樣點的高環PAHs均有檢出，少部分低環化合物苊烯、苊、芴未檢出；各采樣點中2環、3環PAHs的含量都較低。這些分布特征及規律與其他南方城市基本一致。并且，我國空氣質量標準中僅苯并[a]芘給定限值為2.5 ng/m3，而其他優控PAHs 均無標準限值，國外也未制定有環境空氣16種PAHs的限量要求。由此得出，2016年2月至3月，成都市的空氣在一定范圍內受到了PAHs的污染，且3月污染相對較嚴重。而引起這些污染的可能原因有：石油加工產品和煤不完全燃燒所釋放出的煙塵與水汽及工業生產排放的廢氣等。

表3 各采樣點PM2.5中16種PAHs的平均含量及總濃度ng/m3

3 結束語

本文建立了磁力攪拌輔助微波萃取-高效液相色譜法同時測定大氣PM2.5中的16種PAHs。該方法具有分離效果好，操作簡便、快速，選擇性好，準確度及靈敏高等優點。與傳統索氏提取、超聲提取和加速溶劑提取法相比，微波輔助萃取對PAHs提取效率高，避免了有機溶劑的大量使用，樣品處理過程中待測組分損失較少，且該法更加穩定、智能、省時，能夠滿足大批量樣品的準確分析。將其應用于實際樣品的測定，可為PM2.5中PAHs的污染分布和源解析提供相應的數據支持。

[1]PANTHER B C, HOOPER M A, TAPPER N J. A comparison of air particulate matter and associated polycyclicaromatic hydrocarbons in some tropical and temperate urban environments[J]. Atmos Environ, 1999, 33(24–25):4087–4099.

[2]王平利, 戴春雷, 張成江. 城市大氣中顆粒物的研究現狀及健康效應[J]. 中國環境監測, 2005, 21(1): 83–87.

[3]張德云, 孫成均, 王濤. 高效液相色譜法測定室內空氣中13種多環芳烴[J]. 華西醫科大學學報, 2002, 33(1): 140–143.

[4]何燕, 王淑惠, 解彥平, 等. 高效液相色譜法測定空氣中的16種多環芳烴[J]. 現代預防醫學, 2015, 42(8): 1475–1500.

[5]趙紅帥, 劉保獻, 常淼, 等. 控溫超聲提取–氣相色譜–三重四級桿質譜測定大氣細顆粒物(PM2.5)中的多環芳烴[J]. 分析化學, 2014, 42(5): 729–734.

[6]劉斐, 段鳳魁, 李海蓉, 等. 固相微萃取–氣相色譜串聯質譜法檢測北京大氣細顆粒物中的多環芳烴[J]. 分析化學,2015, 43(4): 540–546.

[7]GOGOU A I, APOSTOLAKI M, STEPHANOU E G.Determination of organic molecular markers in marine aerosols and sediments: one–step flash chromatography compound class fractionation and capillary gas chromatographic analysis[J]. J Chromatogr A, 1998, 799(1–2):215–231.

[8]高少鵬, 劉大錳, 安祥華, 等. 高效液相色譜法測定某鋼鐵廠地區大氣顆粒物PM2.5中16種多環芳烴[J]. 環境科學,2006, 27(6): 1052–1055.

[9]KOZIEL J A, ODZIEMKOWSKI M, PAWLISZYN J.Sampling and analysis of airborne particulate matter and aerosols using in–needle trap and SPME fiber devices[J]. Anal Chem, 2001, 73(1): 47–54.

[10]KOLAR K, CIGANEK M, MALECHA J. Air/polymer distribution coefficients for polycyclic aromatic hydrocarbons by solid–phase microextraction sampling[J]. J Chromatogr A,2004, 1029(1–2): 263–266.

[11]SHIMMO M, ANTTILA P, HARTONEN K. Identification of organic compounds in atmospheric aerosol particles by on–line supercritical fluid extraction–liquid chromatography–gas chromatography–mass spectrometry[J]. J Chromatogr A, 2004, 1022(1–2): 151–159.

[12]劉興國, 張艷海, 劉曉達, 等. 高效液相色譜法同時測定霧霾中的16種多環芳烴[J]. 環境化學, 2015, 34(7): 1383–1385.

[13]江陽, 劉滔, 汪文家, 等. 加速溶劑萃取–高效液相色譜法同時測定大氣顆粒物PM2.5中16種多環芳烴[J]. 中國測試,2015, 41(6): 43–51.

[14]袁小雪, 江陽, 楊長曉, 等. 快速溶劑提取–高效液相色譜法測定PM2.5中16種多環芳烴[J]. 分析化學, 2017, 45(11):1641–1647.

[15]HAYAKAWA K, MURAHASHI T, AKUTSU K, et al.Comparison of polycyclic aromatic hydrocarbons and nitropolycyclic aromatic hydrocarbons in airborne particulates collected in downtown and suburban Kanazawa, Japan[J].Atmos Environ, 2002, 36(35): 5535–5541.

[16]常君瑞, 李娜, 徐春雨, 等. 超聲提取–高效液相色譜法測定PM2.5中的多環芳烴[J]. 實用預防醫學, 2016, 23(3):267–269.

[17]BUDZINSKI H, LETELLIER M, GARRIGUES P, et al.Optimisation of the microwave–assisted extraction in open cell of polycyclic aromatic hydrocarbons from soils and sediments–study of moisture effect[J]. J Chromatogr A, 1999,837(1–2): 187–200.

[18]周娜, 駱和東, 李吶, 等. 食品中苯并(α)芘的微波輔助萃取方法的研究. 光譜學與光譜分析, 2014, 34(3): 787–790.