加速溶劑萃取-高效液相色譜法測定固體廢物中多環(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)檢測方法。加速溶劑萃取儀在溫度100 ℃、壓強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。灰渣和污泥中的PAHs的方法檢出限分別為1.03～1.96 μg/kg和4.71～7.04 μg/kg，相對標(biāo)準偏差分別為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個或2個以上苯環(huán)結(jié)構(gòu)的非極性或中性有機化合物。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，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已引起世界各國的廣泛關(guān)注，美國環(huán)保局將16種PAHs列入優(yōu)先控制處理的重點污染物名單；中國將7種母體PAHs列為水中優(yōu)先控制污染物[4]；德國安全性認證組織從2012年7 月將管控的PAHs 種類由16種擴大為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，如何同時準確地測定環(huán)境介質(zhì)中各種PAHs，一直是環(huán)境監(jiān)測的一個熱點問題。

目前，我國現(xiàn)有的關(guān)于PAHs的標(biāo)準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，對固體廢物中PAHs的監(jiān)測則少有涉及，僅在《危險廢物鑒別標(biāo)準 浸出毒性鑒別》中對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)險也不容忽視[7]。我國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，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，近些年被廣泛用于固態(tài)樣品的前處理[9-10]。本文對灰渣和污泥2種有代表性的固體廢物采用加速溶劑萃取-高效液相色譜法測定，研究了樣品凈化方法和條件、最佳分離和檢測條件，以期建立一套完整的固體廢物PAHs監(jiān)測方法。

1 實驗部分

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)準溶液

PAHs標(biāo)準貯備液：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。

氮氣：純度大于或等于99.999%，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7～14 MPa；靜態(tài)萃取時間5 min(5 min預(yù)加熱平衡)；淋洗體積60%池體積；氮氣吹掃60 s，1.05 MPa(可根據(jù)萃取池體積增加吹掃時間)；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水硫酸鈉，氮吹濃縮至1 mL。

1.5 樣品的凈化

對比研究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。

GPC：流動相為二氯甲烷。將第1.4節(jié)的提取濃縮液用流動相定容至2.5 mL于小瓶，混勻后用GPC法進行凈化。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。

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，然后進行線性梯度洗脫，在10 min內(nèi)乙腈體積分數(shù)由60%上升到100%，并保持10 min；紫外檢測器和熒光檢測器波長選擇與《水質(zhì) 多環(huán)芳烴的測定 液液萃取和固相萃取高效液相色譜法》(HJ 478—2009)一致。

1.7 樣品測定

取10 μL待測試樣注入高效液相色譜儀中。記錄色譜峰的保留時間和峰高(或峰面積)。采用保留時間進行定性，或采取標(biāo)準樣品添加法定性，或借助其他儀器驗證。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、測定相同步驟進行分析。

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；壓強在7～14 MPa之間時，對PAHs萃取的回收率影響不大?；谶@一成果對PAHs的ASE萃取條件進行進一步的研究，由于壓力影響不大，側(cè)重對溶劑和溫度進行優(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PAHs的萃取效果優(yōu)于單獨使用正己烷等溶劑。對不同溶劑的萃取效率進行了研究，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于另外2種溶劑萃取效率略低，特別對于萘等低環(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16種PAHs的回收率差別不大，萃取效果更好，可能與丙酮的強溶解能力和丙酮、二氯甲烷的強親核性質(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]認為體積比3∶2的正己烷和二氯甲烷對土壤中PAHs洗脫效果最好；張茜等[10]認為二氯甲烷單獨使用時對土壤中PAHs洗脫效果最好。本研究對比了這幾種淋洗液對PAHs的淋洗效果，發(fā)現(xiàn)用二氯甲烷作為淋洗液時凈化效果最好，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的淋洗曲線如圖3所示。

圖3 二氯甲烷對灰渣中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凈化收集時間的選擇

將配制好的16種PAHs混合標(biāo)準樣品置于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后進行檢測，結(jié)果發(fā)現(xiàn)PAHs在1 340～3 380 s之間全部流出，故收集時間定為1 340～3 380 s。

2.2.3 SPE和GPC凈化效果對比

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無明顯差別，回收率分別為71.1%～87.7%和73.6%～85.9%。而對于芴、蒽和苯并[a]蒽，用SPE時，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種凈化方式對污泥中PAHs的回收率。2種方式對芴、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種凈化方式對污泥中PAHs的凈化效果不如對灰渣的凈化效果，SPE和GPC對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。相對來講，GPC對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方法的檢出限、精密度和準確度進行了測定?；以Q樣量10 g，污泥稱樣量為2 g。

2.3.1 方法檢出限和測定下限

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

16種PAHs的方法檢出限及測定下限分別見表1和表2。

黃東琴等[14]用ASE-HPLC法測定土壤中PAHs時，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法測定土壤中PAHs時，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報道。本文分別研究了熒光檢測器和紫外檢測器的液相色譜法檢出限，由表1、表2可見，對灰渣樣品中的PAHs，熒光檢測器的方法檢出限為1.03～1.96 μg/kg，紫外檢測器的方法檢出限為2.30～3.88 μg/kg；對污泥樣品，熒光檢測器的方法檢出限為4.71～7.04 μg/kg，紫外檢測器的方法檢出限為7.36～11.1 μg/kg。

表1 16種PAHs的檢出限、測定下限(灰渣) μg/kg

注：空表示熒光檢測器檢測時無信號值。下同。

表2 16種PAHs的檢出限、測定下限(污泥) μg/kg

2.3.2 方法精密度和準確度

精密度采用實際樣品加標(biāo)的方法測定，灰渣和污泥的加標(biāo)量分別為3個水平：2.5～50、5～100、10～200 μg/kg和12.5～250、25～500、50～1 000 μg/kg，按照標(biāo)準方法的分析步驟進行測定，分別測定6次，計算其相對標(biāo)準偏差，結(jié)果分別見表3和表4。

表3 方法的精密度測定結(jié)果(灰渣)

表4 方法的精密度測定結(jié)果(污泥)

由表3、表4可見，灰渣樣品中PAHs的6次測定相對標(biāo)準偏差為4.0%～13.8%；污泥樣品中PAHs的6次測定相對標(biāo)準偏差為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%。

準確度采用加標(biāo)回收率進行評價，加標(biāo)量為0.1～2 μg，結(jié)果見表5。

表5 加標(biāo)回收率測定結(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；萃取時間5 min，重復(fù)萃取2次。萃取效率達到76.1%～101.3%。針對不同固體廢物，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，使用熒光檢測器時，對灰渣和污泥中PAHs的方法檢出限分別為1.03～1.96 μg/kg和4.71～7.04 μg/kg；相對標(biāo)準偏差分別為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，河南信陽人，碩士，高級工程師。

X830.2

A

1002-6002(2015)04- 0111- 08