彭 華，陳 純，王 楠，李紅亮，王維思，王媛媛，王晶晶

河南省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，河南 鄭州 450004

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加速溶劑萃取-高效液相色譜法測(cè)定固體廢物中多環(huán)芳烴

彭 華，陳 純，王 楠，李紅亮，王維思，王媛媛，王晶晶

河南省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，河南 鄭州 450004

建立了固體廢物中多環(huán)芳烴的快速溶劑萃取(ASE)-高效液相色譜(HPLC)檢測(cè)方法。加速溶劑萃取儀在溫度100 ℃、壓強(qiáng)1.05 MPa條件下，以體積比1∶1的丙酮和二氯甲烷為萃取劑，萃取5 min，萃取液采用固相萃取柱或凝膠色譜凈化?；以臀勰嘀械腜AHs的方法檢出限分別為1.03～1.96 μg/kg和4.71～7.04 μg/kg，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差分別為4.0%～13.8%和3.3%～13%，加標(biāo)回收率分別為73.2%～89.8%和67.7%～90.5%。

加速溶劑萃取；高效液相色譜；固體廢物；多環(huán)芳烴

多環(huán)芳烴(PAHs)是指分子中含有2個(gè)或2個(gè)以上苯環(huán)結(jié)構(gòu)的非極性或中性有機(jī)化合物。PAHs在環(huán)境中的來源分天然源和人為源，天然源即PAHs在環(huán)境中的背景值，主要來源于陸地和水生生物、微生物的生物合成，森林、草原的天然火災(zāi)以及火山活動(dòng)，一般含量較低[1]；人為源則主要來自化石燃料、木材、煙草等有機(jī)物的熱解和不完全燃燒，是目前環(huán)境中PAHs的主要來源[2-3]。由于具有致癌、致畸、致突變作用，對(duì)人類健康危害極大，加之分布范圍廣且難以生物降解，PAHs已引起世界各國(guó)的廣泛關(guān)注，美國(guó)環(huán)保局將16種PAHs列入優(yōu)先控制處理的重點(diǎn)污染物名單；中國(guó)將7種母體PAHs列為水中優(yōu)先控制污染物[4]；德國(guó)安全性認(rèn)證組織從2012年7 月將管控的PAHs 種類由16種擴(kuò)大為18種。PAHs種類繁多，物理化學(xué)和光學(xué)性質(zhì)均存在較大差異，如何同時(shí)準(zhǔn)確地測(cè)定環(huán)境介質(zhì)中各種PAHs，一直是環(huán)境監(jiān)測(cè)的一個(gè)熱點(diǎn)問題。

目前，我國(guó)現(xiàn)有的關(guān)于PAHs的標(biāo)準(zhǔn)分析方法也主要集中在水質(zhì)、環(huán)境空氣和固定污染源廢氣等環(huán)境介質(zhì)方面，對(duì)固體廢物中PAHs的監(jiān)測(cè)則少有涉及，僅在《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn) 浸出毒性鑒別》中對(duì)固廢浸出液以附錄的形式給出了參考方法。然而，在PAHs的人為源中，垃圾焚燒的貢獻(xiàn)率非常大，產(chǎn)生的PAHs也往往存在于煤灰、爐渣中[5-6]，其中的PAHs的浸出風(fēng)險(xiǎn)也不容忽視[7]。我國(guó)的固體廢物污染防治起步較晚，隨著工業(yè)固體廢物的產(chǎn)生量逐年增加，固廢污染防治面臨著艱巨任務(wù)。為了控制和監(jiān)測(cè)固體廢物中的PAHs排放，有效監(jiān)督和控制工業(yè)固體廢物的污染，必須研究與之相配套的PAHs監(jiān)測(cè)分析方法。

相比于其他方法，高效液相色譜法具有選擇性好、靈敏度高的優(yōu)點(diǎn)，是分析PAHs的推薦方法[8]。樣品萃取方法可選用索氏提取法、超聲提取法、超臨界流體萃取、微波輔助萃取、加速溶劑萃取等方法，凈化方法可選用固相萃取柱和凝膠色譜凈化法。在樣品提取方面，加速溶劑萃取(ASE)相比于傳統(tǒng)方法具有溶劑用量少、快速、安全等突出特點(diǎn)，近些年被廣泛用于固態(tài)樣品的前處理[9-10]。本文對(duì)灰渣和污泥2種有代表性的固體廢物采用加速溶劑萃取-高效液相色譜法測(cè)定，研究了樣品凈化方法和條件、最佳分離和檢測(cè)條件，以期建立一套完整的固體廢物PAHs監(jiān)測(cè)方法。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 儀器設(shè)備

ASE-200型加速溶劑萃取儀；J2Accuprep型凝膠滲透色譜儀；Alliance 2695型高效液相色譜儀。

1.2 試劑和材料

1.2.1 有機(jī)溶劑

乙腈(CH3CN)、甲醇(CH3OH)、正己烷(C6H14)、戊烷(C5H12)、二氯甲烷(CH2Cl2)、丙酮(CH3OCH3)，均為色譜純；十氟聯(lián)苯(純度為99%)。

1.2.2 標(biāo)準(zhǔn)溶液

PAHs標(biāo)準(zhǔn)貯備液：質(zhì)量濃度100～2 000 mg/L，于4 ℃以下溫度冷藏；PAHs標(biāo)準(zhǔn)使用液：質(zhì)量濃度10.0～200 mg/L，于4 ℃以下溫度冷藏。

1.2.3 材料

干燥劑：無(wú)水硫酸鈉(Na2SO4)或粒狀硅藻土，400 ℃下焙燒2 h，然后將溫度降至100 ℃，關(guān)閉電源轉(zhuǎn)入干燥器中，冷卻后裝入試劑瓶中，于干燥器中密封保存。

固相萃取柱(硅膠)：6 mL萃取柱中裝填500 mg硅膠。

氮?dú)猓杭兌却笥诨虻扔?9.999%，用于樣品的干燥濃縮。

1.3 樣品的制備

選用較有代表性的灰渣和污泥，參照《工業(yè)固體廢物采制樣技術(shù)規(guī)范》(HJ/T 20—1998)有關(guān)要求進(jìn)行采樣和制樣。其中污泥樣品由于含水率較高(70%～80%)，制樣前于-80 ℃下冷凍干燥96 h后待用。

1.4 樣品的提取

灰渣稱樣量為10 g，污泥稱樣量為2 g，加入適量硅藻土混勻后裝入33 mL萃取池。

萃取溶劑：體積比1∶1的丙酮和二氯甲烷、體積比1∶1的丙酮和正己烷、體積比1∶1的二氯甲烷和正己烷。

加熱溫度60～100 ℃；壓強(qiáng)7～14 MPa；靜態(tài)萃取時(shí)間5 min(5 min預(yù)加熱平衡)；淋洗體積60%池體積；氮?dú)獯祾?0 s，1.05 MPa(可根據(jù)萃取池體積增加吹掃時(shí)間)；靜態(tài)萃取次數(shù) 2次。

在玻璃漏斗上墊上一層玻璃棉或玻璃纖維濾膜，鋪加約5 g無(wú)水硫酸鈉，將萃取液用漏斗直接過濾到濃縮器皿中，每次用少量萃取溶劑充分洗滌萃取容器，將洗滌液也倒入漏斗中，重復(fù)3次。最后再用少許萃取溶劑沖洗無(wú)水硫酸鈉，氮吹濃縮至1 mL。

1.5 樣品的凈化

對(duì)比研究2種凈化方法：固相萃取柱凈化(SPE)和凝膠滲透色譜凈化(GPC)。

SPE：填料為硅膠，依次用5 mL二氯甲烷和15 mL正己烷沖洗凈化柱，棄去流出液。在溶劑流干之前，將1 mL萃取濃縮液轉(zhuǎn)移到凈化柱上，并用約0.5 mL的正己烷沖洗濃縮瓶，將洗滌液加入凈化柱，然后再用2 mL二氯甲烷洗滌濃縮瓶，將洗滌液加入凈化柱，用合適的容器接收流出液，最后用15 mL二氯甲烷洗滌凈化柱，收集流出液于上述容器中。流出液經(jīng)硫酸鈉脫水、濃縮定容至1 mL以下，加入3 mL乙腈，再濃縮至1 mL，待測(cè)。

GPC：流動(dòng)相為二氯甲烷。將第1.4節(jié)的提取濃縮液用流動(dòng)相定容至2.5 mL于小瓶，混勻后用GPC法進(jìn)行凈化。流速為3 mL/min，定量環(huán)體積2 mL，收集9～13 min洗脫液，35 ℃下恒溫濃縮至1.5～2.0 mL，氮吹至近干，環(huán)己烷定容至1 mL，待測(cè)。

1.6 儀器分析條件

色譜柱采用PAHs分析柱(250 mm×4.6 mm，5.0 μm)，流動(dòng)相為乙腈/水，流速為1.0 mL/min。梯度洗脫程序：先用乙腈/水(體積比3∶2)以1.0 mL/min的流速洗脫8 min，然后進(jìn)行線性梯度洗脫，在10 min內(nèi)乙腈體積分?jǐn)?shù)由60%上升到100%，并保持10 min；紫外檢測(cè)器和熒光檢測(cè)器波長(zhǎng)選擇與《水質(zhì) 多環(huán)芳烴的測(cè)定 液液萃取和固相萃取高效液相色譜法》(HJ 478—2009)一致。

1.7 樣品測(cè)定

取10 μL待測(cè)試樣注入高效液相色譜儀中。記錄色譜峰的保留時(shí)間和峰高(或峰面積)。采用保留時(shí)間進(jìn)行定性，或采取標(biāo)準(zhǔn)樣品添加法定性，或借助其他儀器驗(yàn)證。外標(biāo)法定量。

使用10 g河砂或石英砂替代樣品，按照與樣品的預(yù)處理、測(cè)定相同步驟進(jìn)行分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 ASE萃取條件的選擇

提高溫度能極大地減弱由范德華力、氫鍵、目標(biāo)物分子和樣品基質(zhì)活性位置的偶極吸引所引起的相互作用力；增加萃取池中的壓力使溶劑沸點(diǎn)升高，保證目標(biāo)物在此溫度下的溶解能力。因此，合適的溶劑、壓力、溫度是保證ASE高萃取效能的關(guān)鍵。前期對(duì)土壤中PAHs的ASE萃取條件研究結(jié)果表明[11]，體積比1∶1的丙酮和正己烷萃取效果明顯高于正己烷或環(huán)己烷，對(duì)絕大部分PAHs回收率為85%～107%；溫度高有利于PAHs的萃取，但在80～110 ℃之間回收率相差不大，除了萘、苊烯、二氫苊回收率較低，其他PAHs均在86%～120%之間；壓強(qiáng)在7～14 MPa之間時(shí)，對(duì)PAHs萃取的回收率影響不大。基于這一成果對(duì)PAHs的ASE萃取條件進(jìn)行進(jìn)一步的研究，由于壓力影響不大，側(cè)重對(duì)溶劑和溫度進(jìn)行優(yōu)化選擇。

2.1.1 萃取溶劑的選擇

大量研究表明，丙酮和二氯甲烷、丙酮和正己烷等混合溶劑對(duì)PAHs的萃取效果優(yōu)于單獨(dú)使用正己烷等溶劑。對(duì)不同溶劑的萃取效率進(jìn)行了研究，結(jié)果如圖1所示。

圖1 不同萃取溶劑PAHs的回收率

從圖1可以看出，體積比1∶1的二氯甲烷和正己烷相對(duì)于另外2種溶劑萃取效率略低，特別對(duì)于萘等低環(huán)PAHs回收率在70%以下。體積比1∶1的丙酮和二氯甲烷對(duì)16種PAHs的回收率為76.1%～101.3%，體積比1∶1的丙酮和正己烷為75.6%～120.5%。相對(duì)于體積比1∶1的丙酮和正己烷，體積比1∶1的丙酮和二氯甲烷對(duì)16種PAHs的回收率差別不大，萃取效果更好，可能與丙酮的強(qiáng)溶解能力和丙酮、二氯甲烷的強(qiáng)親核性質(zhì)有關(guān)[12]。

2.1.2 萃取溫度的選擇

用體積比1∶1的丙酮和二氯甲烷作萃取溶劑，研究了不同萃取溫度對(duì)萃取效率的影響，結(jié)果見圖2。

一般來講，提高溫度能極大地減弱由范德華力、氫鍵、目標(biāo)物分子和樣品基質(zhì)活性位置的偶極吸引所引起的相互作用力，減小溶劑黏性和表面張力，從而使溶劑更好地滲透到基質(zhì)中，快速、有效地萃取基質(zhì)中的目標(biāo)物[15]。從圖2可見，相對(duì)于60 ℃和80 ℃，體積比1∶1的丙酮和二氯甲烷在100 ℃條件下萃取效果較好，在120、140 ℃下，各種PAHs回收率差別較大，個(gè)別PAHs萃取效果較差。

圖2 不同萃取溫度PAHs的回收率

2.2 凈化條件的優(yōu)化

2.2.1 SPE凈化淋洗溶劑和淋洗體積的選擇

在淋洗溶劑的選擇上，以往研究得出的結(jié)論并不一致。《水質(zhì) 多環(huán)芳烴的測(cè)定 液液萃取和固相萃取高效液相色譜法》(HJ 478—2009)中使用10 mL體積比1∶1的二氯甲烷和正己烷；黃東琴等[14]認(rèn)為體積比3∶2的正己烷和二氯甲烷對(duì)土壤中PAHs洗脫效果最好；張茜等[10]認(rèn)為二氯甲烷單獨(dú)使用時(shí)對(duì)土壤中PAHs洗脫效果最好。本研究對(duì)比了這幾種淋洗液對(duì)PAHs的淋洗效果，發(fā)現(xiàn)用二氯甲烷作為淋洗液時(shí)凈化效果最好，既能除去雜質(zhì)干擾，又能保證有較高的回收率。用二氯甲烷作為淋洗液時(shí)的淋洗曲線如圖3所示。

圖3 二氯甲烷對(duì)灰渣中PAHs的淋洗曲線

從圖3可以看出，PAHs的富集量隨淋洗液體積的增加而增加，淋洗液體積增至15 mL后，PAHs富集量基本不變。因此，淋洗液體積選用15 mL。

2.2.2 GPC凈化收集時(shí)間的選擇

將配制好的16種PAHs混合標(biāo)準(zhǔn)樣品置于GPC凈化系統(tǒng)上，從1 100 s開始每隔120 s收集流出液于試管中，共收集20瓶，氮吹至近干，乙腈定容1 mL后進(jìn)行檢測(cè)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)PAHs在1 340～3 380 s之間全部流出，故收集時(shí)間定為1 340～3 380 s。

2.2.3 SPE和GPC凈化效果對(duì)比

SPE與GPC2種凈化方式的回收率分別見圖4和圖5。圖4顯示了2種凈化方式對(duì)灰渣中PAHs的回收率?？梢?，除了芴、蒽、苯并[a]蒽3種PAHs外，SPE與GPC無(wú)明顯差別，回收率分別為71.1%～87.7%和73.6%～85.9%。而對(duì)于芴、蒽和苯并[a]蒽，用SPE時(shí)，芴、蒽和苯并[a]蒽回收率分別為82.9%、87.5%、87.7%，凈化效果明顯好于GPC(3種PAHs回收率分別為58.6%、61.1%、57.2%)。

圖5顯示了2種凈化方式對(duì)污泥中PAHs的回收率。2種方式對(duì)芴、蒽和苯并[a]蒽的凈化效果仍然有所區(qū)別，但GPC優(yōu)于SPE。2種凈化方式對(duì)污泥中PAHs的凈化效果不如對(duì)灰渣的凈化效果，SPE和GPC對(duì)16種PAHs的回收率分別為55.7%～94.1%和57.6%～96.1%，各物質(zhì)間回收率差別較大。相對(duì)來講，GPC對(duì)污泥的凈化效果略優(yōu)于SPE。

圖4 灰渣中PAHs在不同凈化方式下的回收率

圖5 污泥中PAHs在不同凈化方式下的回收率

2.3 方法性能指標(biāo)

本文以灰渣和污泥為例對(duì)方法的檢出限、精密度和準(zhǔn)確度進(jìn)行了測(cè)定?；以Q樣量10 g，污泥稱樣量為2 g。

2.3.1 方法檢出限和測(cè)定下限

按照全程序操作步驟重復(fù)7次空白加標(biāo)實(shí)驗(yàn)，加標(biāo)量為儀器檢出限的3～10倍，使用與實(shí)際樣品完全相同的試劑和全程序操作步驟進(jìn)行測(cè)定，計(jì)算方法檢出限(MDL)，以4倍檢出限為測(cè)定下限。

16種PAHs的方法檢出限及測(cè)定下限分別見表1和表2。

黃東琴等[14]用ASE-HPLC法測(cè)定土壤中PAHs時(shí)，檢出限為0.14～36 μg/kg；張茜等[10]用ASE提取、GPC聯(lián)合SPE(固相萃取)、HPLC法測(cè)定土壤中PAHs時(shí)，檢出限為0.1～6 μg/kg。固體廢物中PAHs的液相色譜法檢出限還未見文獻(xiàn)報(bào)道。本文分別研究了熒光檢測(cè)器和紫外檢測(cè)器的液相色譜法檢出限，由表1、表2可見，對(duì)灰渣樣品中的PAHs，熒光檢測(cè)器的方法檢出限為1.03～1.96 μg/kg，紫外檢測(cè)器的方法檢出限為2.30～3.88 μg/kg；對(duì)污泥樣品，熒光檢測(cè)器的方法檢出限為4.71～7.04 μg/kg，紫外檢測(cè)器的方法檢出限為7.36～11.1 μg/kg。

表1 16種PAHs的檢出限、測(cè)定下限(灰渣) μg/kg

注：空表示熒光檢測(cè)器檢測(cè)時(shí)無(wú)信號(hào)值。下同。

表2 16種PAHs的檢出限、測(cè)定下限(污泥) μg/kg

2.3.2 方法精密度和準(zhǔn)確度

精密度采用實(shí)際樣品加標(biāo)的方法測(cè)定，灰渣和污泥的加標(biāo)量分別為3個(gè)水平：2.5～50、5～100、10～200 μg/kg和12.5～250、25～500、50～1 000 μg/kg，按照標(biāo)準(zhǔn)方法的分析步驟進(jìn)行測(cè)定，分別測(cè)定6次，計(jì)算其相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差，結(jié)果分別見表3和表4。

表3 方法的精密度測(cè)定結(jié)果(灰渣)

表4 方法的精密度測(cè)定結(jié)果(污泥)

由表3、表4可見，灰渣樣品中PAHs的6次測(cè)定相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差為4.0%～13.8%；污泥樣品中PAHs的6次測(cè)定相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差為3.3%～13.0%。16種PAHs在灰渣中的加標(biāo)回收率為73.2%～89.8%，在污泥中的加標(biāo)回收率為67.7%～90.5%。

準(zhǔn)確度采用加標(biāo)回收率進(jìn)行評(píng)價(jià)，加標(biāo)量為0.1～2 μg，結(jié)果見表5。

表5 加標(biāo)回收率測(cè)定結(jié)果

3 結(jié)論

研究了固體廢物中PAHs的ASE萃取、SPE和GPC法凈化、HPLC檢測(cè)方法。ASE萃取條件：體積比1∶1的丙酮和二氯甲烷作萃取劑；溫度100 ℃；壓力10.5 MPa；萃取時(shí)間5 min，重復(fù)萃取2次。萃取效率達(dá)到76.1%～101.3%。針對(duì)不同固體廢物，應(yīng)采用不同的凈化方法，建議灰渣樣品采取SPE法凈化，污泥樣品采用GPC法凈化。選擇優(yōu)化后的萃取條件和凈化條件，使用熒光檢測(cè)器時(shí)，對(duì)灰渣和污泥中PAHs的方法檢出限分別為1.03～1.96 μg/kg和4.71～7.04 μg/kg；相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差分別為4.0%～13.8%和3.3%～13%；加標(biāo)回收率分別為73.2%～89.8%和67.7%～90.5%。該方法具有較低的檢出限、良好的精密度和準(zhǔn)確度，有一定的適用性。

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Determination of PAHs in Solid Waste Using ASE and HPLC

PENG Hua,CHEN Chun,WANG Nan,LI Hong-liang,WANG Wei-si,WANG Yuan-yuan,WANG Jing-jing

Henan Environmental Monitoring Centre，Zhengzhou 450004，China

The determination of PAHs in solid waste was studied in this paper.The results demonstrated the mothod with 100 ℃,1.05 MPa,1∶1 acetone: dichloromethane extract for 5 min. The cleanup procedures were examined using solid phase extraction (SPE) or gel permeation chromatography (GPC).The detection limits of PAHs in lime ash and sludge were 1.03-1.96 μg/kg and 4.71-7.04 μg/kg respectively;RSDare 4.0%-13.8% and 3.3%-13% respectively; Standard recovery rate were 73.2%-89.8%和67.7%-90.5%.

Accelerated solvent extraction;high performance liquid chromatography;solid waste;polycyclic aromatic hydrocarbons

2014-04-01;

2014-06-15

彭 華(1967-)，女，河南信陽(yáng)人，碩士，高級(jí)工程師。

X830.2

A

1002-6002(2015)04- 0111- 08