張宇 王椿 辛悅 徐建中 王美

（河北大學化學與環(huán)境科學學院，保定 071002）

溴代多環(huán)芳烴（Brominated polycyclic aromatic hydrocarbons，Br-PAHs）是一種多環(huán)芳烴的溴代衍生物[1]，是由一個或多個溴原子取代苯環(huán)上的氫形成的芳香烴類化合物[2]。相關研究表明，Br-PAHs 具有半揮發(fā)性、高毒性和生物蓄積性的特點，能夠在環(huán)境中長期存在，是一類新型的持久性有機污染物[3]。三環(huán)及以上的Br-PAHs 能夠引起芳烴受體效應，并且隨溴原子取代數(shù)的增加，芳烴的受體效應增大，一些Br-PAHs 同類物的毒性高于其母體多環(huán)芳烴的毒性[4-6]。Br-PAHs 廣泛存在于環(huán)境介質（大氣[7]、水體[8]和土壤[9-10]）中，并在鋼鐵冶煉[11]、再生銅冶煉[12]、燃煤發(fā)電[13]和冶金[14]等熱處置[15]過程中被頻繁檢出。

Br-PAHs 在環(huán)境中含量低[16]、異構體種類繁多[17]、檢測過程中干擾離子多[18]，因此，準確定量分析難度較大。當前，Br-PAHs 的分析方法主要采用高分辨質譜和三重四極桿質譜技術[19-23]。Jin 等[21]采用高分辨氣相色譜-高分辨質譜技術開展了青藏高原大氣中7 種Br-PAHs 的分析檢測。Su 等[22]采用氣相色譜-三重四極桿質譜開展了不同工業(yè)區(qū)周邊土壤中18 種Br-PAHs 的污染調查。

大氣是Br-PAHs 的重要傳輸媒介[24]，也是人類呼吸暴露的主要環(huán)境介質，研究Br-PAHs 在大氣中的污染水平、污染特征和潛在污染來源，對于衡量Br-PAHs 的健康風險具有重要意義[25]。本研究采用快速、簡便的加速溶劑萃?。ˋccelerated solvent extraction，ASE）-硅膠柱凈化的方法，從去除基體干擾和更好的凈化效率的角度，對凈化填充柱和提取液的比例進行了優(yōu)化。利用硅膠柱層析法可有效提高樣品前處理效率，優(yōu)化后的洗脫比例有效提高了洗脫效率。基于此，建立了一種氣相色譜-質譜測定大氣細顆粒物（PM2.5）中Br-PAHs 的定性和定量分析方法。結果表明，本方法選擇性強、靈敏度高，能夠滿足大氣樣品中Br-PAHs 的定性和定量分析的要求。

1 實驗部分

1.1 儀器與試劑

Trace 1300 氣相色譜-質譜儀、DIONEX 350 加速溶劑萃取儀（美國Thermo Fisher 公司）；IKA RV 10旋轉蒸發(fā)儀（德國IKA 公司）；SB-800DT 超聲波清洗儀（寧波新芝生物科技股份有限公司）；JA2003N 電子天平（上海菁海儀器有限公司）；SHZ-DⅢ循環(huán)水用真空泵（鞏義予華儀器有限公司）；DHG-9053A 低溫冷卻液循環(huán)泵（保定市陽光科教儀器有限公司）。

13 種Br-PAHs 標準品：5-溴苊（5-BrAna，純度≥93.0%，上海阿拉丁生化科技股份有限公司）；2-溴芴（2-BrFle）、9-溴菲（9-BrPhe）、2,7-二溴芴（2,7-Br2Flu）、9,10-二溴蒽（9,10-Br2Ant）、3-溴熒蒽（3-BrFla）、1,6-二溴芘（1,6-Br2Pyr）、2-溴苯并菲（2-BrTriph）和7-溴苯并[a]蒽（7-BrBaA）（純度98%，日本TCI 公司）；9,10-二溴菲（9,10-Br2Phe，純度98%，上海麥克林公司）；1-溴蒽（1-BrAnt，純度97%，日本TCI公司）；9-溴蒽（9-BrAnt，純度99%，日本TCI 公司）；1-溴芘（1-BrPyr，純度98%、北京伊諾凱科技有限公司）。正己烷（HEX）和二氯甲烷（DCM）（HPLC 級，美國J.T.Baker 公司）；精制型層析硅膠（75～150 μm（100～200 目），青島海洋化工有限公司）；無水Na2SO4（分析純，天津市科密歐化學試劑有限公司）；硅藻土（分析純，國藥集團化學試劑有限公司）；玻璃纖維濾膜（φ90 mm，青島嶗應環(huán)境科技有限公司）。

1.2 實驗方法

1.2.1 標準溶液配制

5-BrAna、2-BrFle、9-BrPhe、2，7-Br2Flu、9，10-Br2Ant、3-BrFla、1，6-Br2Pyr、2-BrTriph、7-BrBaA、9，10-Br2Phe、1-BrAnt、9-BrAnt 和1-BrPyr 用正壬烷配制成濃度為100 μg/mL 的單標儲備液。取10 μL 各單標儲備液混合，用正壬烷稀釋至1 mL，配成濃度為10 μg/mL 的混合標準儲備液，于–18 ℃儲存?zhèn)溆?。使用時，用正壬烷配制濃度為0.5、1.0、5.0、10.0、20.0 和50.0 μg/mL 的標準工作溶液。

1.2.2 樣品采集

應用嶗應2030 型中流量大氣采樣器（青島嶗山應用技術研究所）采集大氣樣品。采樣點位于保定市蓮池區(qū)河北大學校內，為城市中心，人口活動密集，能夠顯著反映大氣環(huán)境對人的影響。采樣點設置于科研樓七樓平臺（東經115°30′23″，北緯38°52′23″），高約20 m，周圍無明顯污染源，周邊建筑主要包括學校、醫(yī)院、居民區(qū)和街道，為典型城市大氣采樣點。采樣頭距離地面（樓頂平面）高度1.5 m 以上，大氣顆粒物采用玻璃纖維濾膜采集。采樣時采樣器流速為100 L/min，每4 h 間歇10 min，采集6 次，累計采樣24 h，下雨或下雪等天氣不進行采樣。記錄采樣日期、采樣天氣、采樣時間、溫度、濕度和壓力。

1.2.3 樣品前處理

應用ASE 對大氣PM2.5樣品中的Br-PAHs 進行提取。具體步驟如下：將玻璃纖維濾膜剪碎，加入5～10 g 硅藻土，混勻后放入不銹鋼萃取池中。萃取溶劑：HEX-DCM 混合溶劑（1∶1，V/V）；萃取壓力：9.7～11.0 MPa；溫度：120 ℃；加熱時間：6 min；靜止提取時間：8 min；吹掃時間：120 s；循環(huán)次數(shù)：3 次。提取液保存在棕色細口瓶中，于–20 ℃儲存?zhèn)溆谩?/p>

樣品提取液經旋轉蒸發(fā)濃縮至1.5 mL 左右，經活化硅膠柱凈化。硅膠柱從上至下為2 g 無水Na2SO4和8 g 活化硅膠。以90 mL HEX 溶劑活化硅膠柱，上樣后，以60 mL HEX-DCM 混合溶劑（4∶1，V/V）淋洗。收集洗脫液，氮吹濃縮，最后定容至100 μL。

1.2.4 儀器分析

色譜條件 DB-5MS 柱（30 m×0.25 mm×0.25 μm，美國Thermo Fisher 公司）；升溫程序：初始溫度65 ℃，保持2 min；10 ℃/min 升至200 ℃，保持2 min；10 ℃/min 升至220 ℃，5 ℃/min 升至245 ℃，10 ℃/min 升至280 ℃，保持10 min；不分流進樣，進樣量為1.0 μL；高純氦氣（99.999%）作為載氣，流速為1.0 mL/min；進樣口溫度為280 ℃。

質譜條件 電子轟擊電離源；離子源溫度：250 ℃；電離電壓：70 eV；傳輸線溫度：280 ℃；溶劑延遲：7 min；選擇離子監(jiān)測（SIM）模式下進行定量分析。

1.3 質量控制與質量保證

為避免干擾，所有的玻璃儀器使用前均需超聲清洗、烘箱烘干，再依次用甲醇、DCM 和HEX 清洗3 次；凈化所需的無水Na2SO4和硅膠均經過馬弗爐高溫烘烤（660 ℃，6.5 h）處理。設置空白對照，每批樣本（n=8）中包含1 個空白樣品，空白樣品中無Br-PAHs 檢出。

2 結果與討論

2.1 色譜條件的優(yōu)化

2.1.1 升溫程序的優(yōu)化

由于9-BrPhe、1-BrAnt 和9-Br-Ant 的分子量相同，并且出峰時間相近，因此比較了不同升溫速率對3 種化合物分離度的影響。升溫程序1：初始溫度65 ℃，保持2 min，以10 ℃/min 升至200 ℃，保持2 min，繼續(xù)以10 ℃/min 升至250 ℃，最后以10 ℃/min 升至280 ℃，保持10 min。升溫程序2：初始溫度65 ℃，保持2 min，以10 ℃/min 升至200 ℃，保持2 min，繼續(xù)以10 ℃/min 升至220 ℃，再以5 ℃/min 升至245 ℃，最后以10 ℃/min 升至280 ℃，保持10 min。如圖1 所示，當升溫速率過快時，9-BrPhe、1-BrAnt 和9-BrAnt 的相對保留時間縮短，柱效變差，分離度降低。綜合分析，升溫程序2 能使結構相近的同分異構體得到較好的分離效果。

圖1 分別采用升溫程序1（A）和升溫程序2（B）時9-溴菲、1-溴蒽和9-溴蒽的色譜圖Fig.1 Chromatograms of 9-BrPhe,1-BrAnt and 9-BrAnt using (A) warming procedure 1 and (B) warming procedure 2,respectively

2.1.2 載氣流速的優(yōu)化

載氣流速會影響化合物的出峰時間及半峰寬，當載氣流速增大時，色譜柱壓力增大，會使色譜柱的峰寬變窄，并且保留時間縮短?？疾炝瞬煌d氣流速（0.8、1.0 和1.2 mL/min）對13 種Br-PAHs 化合物的出峰時間、化合物峰形以及靈敏度的影響。結果表明，隨著載氣流速增大，13 種Br-PAHs 的出峰時間提前，載氣流速為1.2 mL/min 時13 種Br-PAHs 的響應最高（圖2），但流速過快會降低分離效能，使得部分化合物峰寬變窄、峰面積減?。▓D3）。綜合考慮，選取載氣流速為1 mL/min。

圖2 不同載氣流速下13 種溴代多環(huán)芳烴（Br-PAHs）的響應結果Fig.2 Responses of 13 kinds of brominated polycyclic aromatic hydrocarbons(Br-PAHs)at different flow rates

圖3 不同載氣流速下2,7-Br2Flu、3-BrFla、9,10-Br2Ant 和1-BrPyr 的色譜圖：（A）1 mL/min；（B）1.2 mL/minFig.3 Chromatograms of 2,7-Br2Flu,3-BrFla,9,10-Br2Ant and 1-BrPyr at different flow rates: (A) 1 mL/min;(B) 1.2 mL/min

2.2 質譜條件的優(yōu)化

在全掃描模式下，m/z50～650 掃描范圍內，確定13 種Br-PAHs 的保留時間以及定性和定量離子（表1）。保持氣相色譜條件不變，設置質譜掃描模式為SIM 模式，逐步優(yōu)化目標化合物的特征離子，確定目標化合物的定性和定量離子。如圖4 所示，在優(yōu)化的SIM 模式下，13 種Br-PAHs 的色譜圖背景干凈，峰形好，分離度好，可滿足目標化合物的定性與定量分析。

表1 13種Br-PAHs的保留時間、定性離子和定量離子Table 1 Retention time,qualitative and quantitative ions of 13 kinds of Br-PAHs

圖4 13 種Br-PAHs 化合物的總離子流圖1：5-溴苊；2：2-溴芴；3：9-溴菲；4：1-溴蒽；5：9-溴蒽；6：2,7-二溴芴；7：3-溴熒蒽；8：9,10-二溴蒽；9/10：1-溴芘/9,10-二溴菲；11：2-溴苯并菲；12/13：1,6-二溴芘/7-溴苯并[a]蒽Fig.4 Total ion flow diagram of 13 kinds of Br-PAHs counterparts1: 5-BrAna;2: 2-BrFle;3: 9-BrPhe;4: 1-BrAnt;5: 9-BrAnt;6: 2,7-Br2Flu;7: 3-BrFla;8: 9,10-Br2Ant;9/10: 1-BrPyr/9,10-Br2Phe;11: 2-BrTriph;12/13: 1,6-Br2Pyr/7-BrBaA

2.3 自組裝固相萃取柱的優(yōu)化

固相萃取基于萃取劑對目標化合物與干擾物的吸附強弱不同，對目標化合物進行分離與凈化。本研究選取硅膠柱（從上至下為2 g 無水Na2SO4和3 g 活化硅膠）、弗羅里硅土柱（從上至下為2 g 無水Na2SO4和3 g 弗羅里硅土）以及復合硅膠柱（從上至下依次為2 g 無水Na2SO4、3 g 活化硅膠和3 g 弗羅里硅土），對目標物進行分離凈化。如圖5 所示，弗羅里硅土柱和復合硅膠柱對目標物的回收率偏低，13 種Br-PAHs 的回收率分別為51.2%～88.6%和52.6%～86.6%。其中，弗羅里硅土柱對9,10-Br2Phe 的回收率僅為51.2%，這可能與弗羅里硅土對低苯環(huán)的Br-PAHs 吸附較強相關。硅膠柱對13 種Br-PAHs 的回收率為74.6%～103.5%，富集凈化的效果較好，因此選擇硅膠柱為固相萃取柱。

2.4 洗脫溶劑比例的優(yōu)化

目標化合物的溶解度是選擇洗脫溶劑的重要條件，一般選擇對目標化合物溶解度高的有機溶劑作為洗脫溶液，根據(jù)目標化合物的結構及官能團，以及相似相容的原理，可以選擇極性相似的洗脫溶劑，如HEX 和DCM 常作為Br-PAHs 化合物的洗脫溶劑，其次，溶劑的洗脫比例也是重要條件。本實驗對不同洗脫溶劑的比例進行了優(yōu)化，分別選用60 mL HEX-DCM 混合溶劑（1∶1，V/V）和60 mL HEX-DCM 混合溶劑（4∶1，V/V）作為活化硅膠柱的洗脫溶劑。如圖6 所示，洗脫溶劑為60 mL HEX-DCM 混合溶劑（4∶1，V/V）時，13 種Br-PAHs 的回收率較高。因此，本研究選擇60 mL HEX-DCM 混合溶劑（4∶1，V/V）作為洗脫溶劑。

2.5 方法性能評價

2.5.1 線性范圍及檢出限

采用外標法，對濃度為0.5、1.0、5.0、10.0、20.0 和50.0 μg/L 的混合標準溶液進行測定，取1 μL 樣品進樣，每個組分重復進樣3 次，根據(jù)保留時間，以各物質的峰面積為縱坐標、相應濃度為橫坐標繪制標準曲線。以儀器檢出的3 倍信噪比確定方法的檢出限（Limit of detection，LOD），10 倍信噪比確定方法的定量限（Limit of quantification，LOQ），方法的LOD、LOQ、線性范圍、線性方程和相關系數(shù)見表2。結果表明，13 種Br-PAHs 在0.5～50 μg/mL 的濃度范圍內具有良好的線性關系，相關系數(shù)（R2）為0.9950～0.9994，方法的LOD 為0.12～0.58 pg/m3，LOQ 為0.25～1.70 pg/m3。

表2 13種Br-PAHs化合物的線性方程、線性范圍、檢出限和定量限Table 2 Linear equations,linear ranges,limits of detection (LODs) and limits of quantitation (LOQs) of 13 kinds of Br-PAHs

2.5.2 加標回收率及精密度

采用1.2.3 節(jié)的前處理方法，分別加入低、中、高（1、5、20 μg/L）3 個濃度水平的混合標準品進行加標回收和精密度實驗，同時進行一組空白組對照。每個濃度水平平行3 次，計算回收率，并以峰面積評價方法的精密度。如表3 所示，3 個加標濃度的平均回收率為68.9%～111.5%，相對標準偏差為1.4%～12.8%，表明此凈化方法精密度高、重現(xiàn)性較好，可用于大氣環(huán)境樣品中13 種Br-PAHs 的測定。

表3 13種Br-PAHs的加標回收率和精密度Table 3 Spiking recoveries and precisions of 13 kinds of compounds (n=3)

2.6 實際大氣樣品分析

利用所建立的Br-PAHs 的定性和定量方法對大氣PM2.5中的Br-PAHs 污染水平和污染特征開展研究。12 個大氣樣品中，除9-BrAnt 未檢出外，其它12 種化合物均不同程度被檢出，并且檢出率均大于58%，如圖7A 所示，12 種Br-PAHs 的濃度范圍為未檢出～95.4 pg/m3，平均濃度為60.46 pg/m3，表明Br-PAHs 化合物在大氣PM2.5中普遍存在。12 種Br-PAHs 在樣品濃度中的占比見圖7B，其中，9,10-Br2Phe和1-BrAnt 為主要污染物，在大氣樣品中的最高濃度分別為64.2 和95.4 pg/m3，分別占12 種Br-PAHs 總濃度的29.9%和53.4%。樣品9～11 的采樣當日的空氣質量分別為嚴重污染、重度污染和中度污染。樣品9 采樣時出現(xiàn)浮塵天氣，1-BrAnt 濃度達到最高95.4 pg/m3，在空氣質量良（樣品8）和輕度污染（樣品12）條件下1-BrAnt 濃度較低。實測數(shù)據(jù)表明，9,10-Br2Pnt 和2-BrTriph 這2 種污染物在冬季的平均濃度占比高于春季。以上結果表明，Br-PAHs 同類物占比通常與采樣當日的空氣質量相關。

圖7 大氣細顆粒物（PM2.5）樣品中Br-PAHs 的含量（A）以及占比圖（B）Fig.7 Contents (A) and proportion (B) of Br-PAHs in atmospheric fine particulate matter (PM2.5) samples

將樣品濃度與平均溫度、風速、濕度和壓力進行了皮爾遜相關性分析。結果表明，濕度和壓力與樣品濃度呈正相關，隨著濕度升高，大氣中PM2.5的污染加重；由于采樣時間主要在冬季，大氣逆溫層的出現(xiàn)使得大氣污染物在原地聚集，不易遷移，加重了污染。風速與樣品濃度呈負相關，相關系數(shù)為0.65（p>0.01），風能夠地有效破壞大氣逆溫層，使大氣中Br-PAHs 類化合物在一定程度上擴散和稀釋。

3 結論

基于氣相色譜-質譜建立了Br-PAHs 的定性和定量分析方法，采用ASE 對樣品中的Br-PAHs 進行提取，結合自組裝硅膠柱進行凈化，并對自組裝固相萃取柱以及淋洗溶劑等相關參數(shù)進行了優(yōu)化。本方法的回收率為68.9%～111.5%，儀器檢出限0.12～0.58 pg/m3。本方法操作流程簡便、靈敏度高、溶劑使用量少，能夠滿足大氣環(huán)境樣品中Br-PAHs 類化合物的精準定性和定量分析的檢測要求。本方法采用一步提取和一步凈化，便于重復，并且采用價格低且應用廣泛的氣相色譜-單四極桿質譜儀，有利于大氣環(huán)境中Br-PAHs 定性和定量分析方法的推廣，以及相關行業(yè)標準的形成。