在線固相萃取-液相色譜法直接測定水中超痕量多環(huán)芳烴

王 超, 黃肇章, 邢占磊, 陳 燁, 于建釗, 劉 方, 袁 懋

(1. 中國環(huán)境監(jiān)測總站, 北京 100012; 2. 廣州市環(huán)境監(jiān)測中心站, 廣州 510091;3. 賽默飛世爾科技有限公司, 北京 100080)

多環(huán)芳烴(PAHs)對人體具有較強的致癌作用[1],是水體中重點監(jiān)測和控制的有機污染物。美國將16種PAHs列為優(yōu)先控制的有毒污染物,并基于人體攝入水和魚類/貝類產生的健康風險,確定苯并[a]芘(B(a)P)的水質基準值(water quality criteria)為0.000 12 μg/L[2],規(guī)定飲用水中B(a)P的標準限值為0.2 μg/L[3]。歐盟和世界衛(wèi)生組織(WHO)分別規(guī)定飲用水中B(a)P的標準限值為0.010 μg/L和0.7 μg/L[4,5]?，F(xiàn)階段我國對地表水中PAHs的控制要求(GB 3838-2002)要嚴于國外,規(guī)定B(a)P的標準限值為2.8 ng/L,對生活飲用水中B(a)P和PAHs總量的標準限值(GB 5749-2006)分別為10 ng/L和2 000 ng/L。

水體中PAHs的含量往往較低(ng/L水平),而且分析過程中易受實驗室環(huán)境的污染,因此對于分析方法的靈敏度和抗污染能力等要求很高。目前分析水中PAHs常用的富集和凈化方法是液液萃取、固相萃取、固相微萃取等,常用的儀器檢測方法是液相色譜法(LC)、氣相色譜-質譜法(GC-MS)等[6-8]。PAHs的分析方法常需要消耗大量水樣及有機溶劑,整個分析過程操作復雜,費時費力,且方法容易受到污染,產生假陽性結果。在線固相萃取法所需水樣少,有機溶劑用量少,水樣前處理和分析測試一體化,自動化程度高,省時省力,可有效避免實驗過程中的污染,在對水樣的分析測試中具有廣闊的應用前景[9-13]。關于水中PAHs的分析,采用在線固相萃取-LC的報道較少。陳靜等[9]建立了在線固相萃取-LC檢測水中20種PAHs的分析方法,并用于自來水樣品的分析測試,但該方法的檢出限(LOD)較高(0.010～0.72 μg/L),尤其是B(a)P的檢出限為0.035 μg/L,分別是我國地表水和飲用水中B(a)P標準限值的12.5倍和3.5倍,無法滿足實際監(jiān)測分析的需求。

本研究建立了在線固相萃取-LC檢測水體中16種PAHs的方法,并應用于自來水、河流水和湖泊水的分析測試,可有效滿足我國水中16種PAHs的實際監(jiān)測需求。

1 實驗部分

1.1 儀器、試劑與材料

液相色譜(U3000,美國賽默飛世爾科技公司),配有在線脫氣機、雙三元梯度泵、自動進樣器(帶大體積進樣組件)、柱溫箱(帶兩位六通閥)、二極管陣列檢測器(DAD)和熒光檢測器(FLD);高純水發(fā)生器(Direct 8,法國密理博公司);高速離心機(湖南湘儀實驗室儀器開發(fā)有限公司)。

16種PAHs混合標準品包括萘(NAP)、苊烯(ACL)、氫苊(ACE)、芴(FLU)、菲(PHE)、蒽(ANT)、熒蒽(FLT)、芘(PYR)、苯并[a]蒽(B(a)A)、屈艸(CHR)、苯并[b]熒蒽(B(b)F)、苯并[k]熒蒽(B(k)F)、B(a)P、二苯并[ah]蒽(DBA)、苯并[ghi]苝(BPY)、茚[1,2,3-cd]芘(IND),質量濃度均為200 mg/L，購自美國AccuStandard公司;乙腈和甲醇(色譜純)購自德國默克公司。

1.2 實驗條件

1.2.1標準溶液的配制

取16種PAHs混合標準品,用甲醇逐級稀釋,分別得到0.04、0.4、4.0和16 μg/L的混合標準儲備液;取一定量的混合標準儲備液,加入6 mL潔凈礦泉水和4 mL甲醇,分別配制1.0、5.0、10、20、40、80和200 ng/L的混合標準工作液。

1.2.2樣品前處理

取10 mL水樣,置于聚丙烯離心管中,以10 000 r/min離心10 min,去除懸浮顆粒物,移取6 mL上清液,加入4 mL甲醇,混勻,取一定體積的混合溶液,置于10 mL棕色進樣小瓶中,待分析。

1.2.3在線固相萃取-液相色譜分析

在線固相萃取條件:Acclaim PA II固相萃取小柱(50 mm×4.6 mm, 3 μm,美國賽默飛世爾科技公司);進樣體積為2 mL;流動相為(A)二次去離子水和(B)乙腈。泵梯度條件為0～3 min, 5%B, 1 mL/min; 3～25 min, 100%B, 0.4 mL/min; 25～34 min: 5%B, 0.4 mL/min。在線固相萃取六通閥切換示意圖見圖1,六通閥切換條件為0～3 min時,六通閥為1-6位(position A); 3～6 min時,六通閥切換至1-2位(position B); 6～34 min時,六通閥切回至position A。

圖 1 在線固相萃取的六通閥切換示意圖Fig. 1 Six-way valve switch schematic diagram of online SPEPosition A: sample loading, SPE column balance and detection; position B: SPE column elution.

No.PAHExcitation wavelength/nmEmission wavelength/nmSwitching time/min1naphthalene (NAP)28032402acenaphthylene (ACL)*---3acenaphthene (ACE)28032404fluorene (FLU)28032405phenanthrene (PHE)24436015.86anthracene (ANT)24440016.57fluoranthene (FLT)23546017.38pyrene (PYR)23738517.99benzo(a)anthracene (B(a)A)27538518.810chrysene (CHR)27538518.811benzo(b)fluoranthene (B(b)F)30543020.512benzo(k)fluoranthene (B(k)F)29541021.513benzo(a)pyrene (B(a)P)29541021.514dibenzo(ah)anthracene (DBA)30543023.515benzo(ghi)perylene (BPY)30543023.516indeno(1,2,3-cd)pyrene (IND)30550026.3

*ACL was detected by UV detector.

液相色譜條件:色譜柱為Hypersil Green PAH分析柱(150 mm×3 mm, 3 μm,美國賽默飛世爾科技公司);柱溫為20 ℃;流動相為(A)二次去離子水和(B)乙腈;流速為0.6 mL/min。梯度洗脫程序為0～10.0 min, 50%B; 10.0～17.0 min, 50%B～100%B; 17.0～27.0 min, 100%B; 27.0～27.1 min, 100%B～50%B;27.1～34.0 min, 50%B。紫外檢測波長為220 nm。熒光檢測條件見表1。

2 結果與討論

2.1 在線固相萃取條件的優(yōu)化

選擇含有Acclaim Polar Advantage Ⅱ C18填料的固相萃取小柱富集水中的PAHs。該固相萃取小柱填料嵌合有極性基團,可兼容100%水相,保證使用壽命。實驗比較了2種填料粒徑均為3 μm的固相萃取小柱(50 mm×4.6 mm和33 mm×3.0 mm)的萃取效果。結果顯示,采用50 mm×4.6 mm規(guī)格的固相萃取小柱時,PAHs的峰形較采用33 mm×3.0 mm時好,且考慮到50 mm×4.6 mm規(guī)格的固相萃取小柱的柱容量更高,可以萃取更高濃度的PAHs,因此選擇50 mm×4.6 mm規(guī)格的固相萃取小柱。

實驗比較了采用50%(v/v)乙腈水溶液洗脫時,不同洗脫時間(3、5和7 min)的洗脫效果。結果顯示,在3種洗脫時間下,PAHs信號響應沒有顯著差異,說明經(jīng)過3 min的洗脫,PAHs已從固相萃取小柱上完全洗脫。因此選擇洗脫時間為3 min。

2.2 檢測條件的優(yōu)化

在優(yōu)化的流動相洗脫條件下,實驗比較了3種色譜柱對16種PAHs的分離情況,3種色譜柱分別為Hypersil Green PAH (150 mm×3 mm, 3 μm,美國賽默飛世爾科技公司)、Waters PAHs C18(250 mm×4.6 mm, 5 μm,美國Waters公司)和Waters BEH Shield RP18(150 mm×2.1 mm, 1.7 μm,美國Waters公司)。結果顯示,采用Waters BEH Shield RP18色譜柱時,低環(huán)PAHs的峰形較差,推測是因為色譜柱的死體積較小,初始流動相乙腈的比例過高,通過降低初始流動相乙腈的比例依然無法改善色譜峰形;采用Waters PAHs C18色譜柱時,PAHs的峰寬相對較大,峰高相對較小,靈敏度較低;采用Hypersil Green PAH色譜柱時,PAHs的峰形尖銳,色譜響應較強,因此選為實驗所用。

苊烯沒有熒光信號,在220 nm波長下進行紫外檢測,而其余15種PAHs具有較強的熒光響應信號,可通過熒光檢測實現(xiàn)高靈敏分析。實驗比較了標準方法HJ 647-2013、HJ 478-2009和文獻[6]方法的熒光檢測條件,結合PAHs的出峰情況,確定了PAHs的熒光檢測條件(見表1)。

經(jīng)過色譜條件的優(yōu)化,實現(xiàn)了16種PAHs的基線分離和高靈敏檢測,在線固相萃取-液相色譜分析過程僅需37 min。PAHs(200 ng/L)標準工作液的熒光檢測圖(除ACL)見圖2。

圖 2 15種PAHs(200 ng/L)的熒光檢測圖Fig. 2 Chromatogram of the 15 PAHs (200 ng/L) by fluorescence detector ACL was detected by UV 220 nm with the retention time of 13.58 min. Peaks 1-16 were the same as that in Table 1.

2.3 前處理條件的優(yōu)化

圖 3 不同體積分數(shù)的甲醇對15種PAHs信號響應的影響Fig. 3 Effect of volume fraction of methanol on the fluorescent intensity of the 15 PAHs a. direct LC analysis without SPE; b. online SPE-LC analysis.

由于PAHs在水中的溶解度不高,尤其是高環(huán)PAHs,其溶解度較低,因此配制PAHs混合標準工作液時需在水中加入一定量的有機溶劑,促進PAHs溶解。采用含有不同體積分數(shù)甲醇的水溶液對PAHs標準溶液進行稀釋,未經(jīng)在線固相萃取,直接進行液相色譜分析,考察15種PAHs(不含ACL)的熒光信號響應強度(見圖3a)。結果顯示,甲醇的體積分數(shù)對NAP、ACE、FLU、PHE、ANT、FLT和PYR的信號響應影響不顯著,對B(a)A、CHR、B(b)F、B(k)F、B(a)P、DBA、BPY和IND的信號響應有較大影響,其信號響應隨甲醇體積分數(shù)的增加而增強,尤其是對B(a)P的影響最為明顯;當甲醇的體積分數(shù)達到35%時,PAHs的信號總體上達到最大響應強度,說明PAHs得到充分溶解。

甲醇的體積分數(shù)除了影響標準工作液或加標樣品配制時PAHs的溶解度,還會影響PAHs在固相萃取小柱上的保留情況。水樣中甲醇的體積分數(shù)過高會使PAHs無法在固相萃取小柱上聚焦和保留,從而影響PAHs的峰形和回收率。配制含不同體積分數(shù)甲醇的PAHs(80 ng/L)加標水樣,對15種PAHs(不含ACL)的信號強度進行歸一化處理,比較其經(jīng)在線固相萃取后的響應信號(見圖3b)。結果顯示,隨著水樣中甲醇體積分數(shù)的增加,ACE、FLU和PHE信號響應強度保持穩(wěn)定(NAP峰形變差導致信號響應增加異常),當甲醇的體積分數(shù)達到50%時,這4種PAHs的色譜峰形較差,影響定量分析,繼續(xù)增加甲醇的比例,4種PAHs的信號響應依次消失,說明它們未保留在固相萃取小柱上;而其余11種PAHs的信號響應強度隨著甲醇體積分數(shù)增加而逐漸增加,當甲醇體積分數(shù)增加至55%時,11種PAHs達到最大信號強度,其中B(a)P信號響應強度增加到10倍以上,隨著甲醇體積分數(shù)的繼續(xù)增加,11種PAHs信號響應強度逐漸降低,說明11種PAHs在固相萃取小柱上的保留逐漸減小。

表 2 16種PAHs的線性范圍、回歸方程、相關系數(shù)、檢出限和相對標準偏差

y: peak area;x: mass concentration, ng/L; /: no data.

綜合考慮標準工作液的配制和實際水樣的固相萃取,將甲醇的體積分數(shù)統(tǒng)一為40%。

為查看不同水樣中PAHs的熒光信號強度,選取了4種類型的水樣(二次去離子水、礦泉水、自來水、河流水),加入一定量的PAHs混合標準工作液和甲醇,得到含20 ng/L PAHs和40%(v/v)甲醇的水樣溶液。比較4種水樣中15種PAHs(不含ACL)信號響應強度的差異。結果顯示,礦泉水、自來水和河流水中PAHs的熒光信號強度差異較小,但均高出二次去離子水信號強度的20%,其中B(a)P熒光信號強度高出近100%。推測由于水樣中的離子對PAHs熒光信號有顯著增強作用,二次去離子水中離子濃度遠低于礦泉水、自來水和河流水。因此實驗采用與實際水樣類似的潔凈礦泉水配制標準工作液,以降低系統(tǒng)誤差,提高檢測靈敏度。

2.4 方法學評價

對不同質量濃度(1.0、5.0、10、20、40、80和200 ng/L)的PAHs標準工作液進行分析,每個濃度水平重復分析2次,對PAHs的平均峰面積和相應的質量濃度進行線性擬合,得到標準工作曲線。如表2所示,16種PAHs在各自范圍內呈良好線性,線性相關系數(shù)(R)均大于0.996。

對低濃度的PAHs標準工作液進行分析,并根據(jù)1.2.2節(jié)對實際水樣的前處理操作，以3倍信噪比(S/N=3)對應的濃度乘以系數(shù)1.67獲得方法的檢出限。結果表明,16種PAHs的檢出限為0.17～12.50 ng/L,其中B(a)P的檢出限為0.38 ng/L,低于現(xiàn)行國家標準規(guī)定地表水(GB 3838-2002)和飲用水(GB 5749-2006)中B(a)P的限量值(2.8 ng/L和10 ng/L)。

分別配制質量濃度為4.0、20、80和200 ng/L的 PAHs標準工作液,重復進樣6次,考察方法的重復性(見表2)。結果顯示,16種PAHs在4.0、20、80和200 ng/L下的RSD分別為2.3%～13.0%、0.4%～13.3%、0.9%～4.5%和0.7%～3.4%(見表2),說明方法的重復性良好。

2.5 實際水樣分析

分別采集某城市自來水、河流水和湖泊水,采用優(yōu)化的方法進行分析。結果顯示,在3種類型的水樣中只檢測出萘、氫苊、芴和菲,含量分別為54.8～69.7 ng/L、9.9～12.3 ng/L、13.6～19.5 ng/L和16.1～28.2 ng/L。

對湖泊水樣進行了10、40和200 ng/L3個水平的加標回收試驗,結果見表3。在10、40和200 ng/L加標水平下,16種PAHs的回收率分別為76.1%～99.5%、90.7%～115.6%和107.0%～134.9%, RSD分別為0.3%～16.6%、0.4%～9.7%和0.3%～0.9%(n=3)。

表 3 實際水樣中16種PAHs的含量和加標回收率(n=3)

ND: less than LOD; /: no data.

為進一步考察該方法對含更低水平PAHs的實際水樣的分析性能,嘗試開展1 ng/L的加標回收試驗。由于實際水樣中存在部分含量相對較高的PAHs,并且部分PAHs的檢出限相對較高,所以最后得到了B(a)A、CHR、B(b)F、B(k)F和B(a)P等5種PAHs的有效結果,加標回收率為62.5%～99.2%, RSD為1.4%～9.1%,其中B(a)P的加標回收率為71.8%～92.7%, RSD為3.9%,表明該方法適用于低濃度B(a)P的分析測試,可有效滿足實際分析要求。

2.6 與其他方法的比較

水樣中超痕量PAHs的分析需要較高的富集倍數(shù)才能達到滿意的檢出限。HJ 478-2009方法采用離線固相萃取方法富集水體中16種PAHs,所需水樣10 L,固相萃取上樣時間為33.3 h,富集倍數(shù)為20 000倍。陳靜等[9]開發(fā)的在線固相萃取分析方法中B(a)P的檢出限為35 ng/L。通過比較可以看出,本方法方便簡單,耗時短,靈敏度高,可有效滿足對水中超痕量PAHs的測定要求。

3 結論

本文建立了測定水中16種PAHs的在線固相萃取-液相色譜分析方法。該方法具有操作簡便快速、節(jié)省溶劑、對人體毒害性小、方法穩(wěn)定、靈敏度高、能有效降低背景污染等特點,可滿足各類水體質量標準中PAHs,尤其是B(a)P的超痕量監(jiān)測分析的要求,具有較大的實際應用前景。