加速溶剂萃取-高效液相色谱法测定固体废物中多环芳烃

彭 华，陈 纯，王 楠，李红亮，王维思，王媛媛，王晶晶

河南省环境监测中心，河南 郑州 450004



加速溶剂萃取-高效液相色谱法测定固体废物中多环芳烃

彭 华，陈 纯，王 楠，李红亮，王维思，王媛媛，王晶晶

河南省环境监测中心，河南 郑州 450004

建立了固体废物中多环芳烃的快速溶剂萃取(ASE)-高效液相色谱(HPLC)检测方法。加速溶剂萃取仪在温度100 ℃、压强1.05 MPa条件下，以体积比1∶1的丙酮和二氯甲烷为萃取剂，萃取5 min，萃取液采用固相萃取柱或凝胶色谱净化。灰渣和污泥中的PAHs的方法检出限分别为1.03～1.96 μg/kg和4.71～7.04 μg/kg，相对标准偏差分别为4.0%～13.8%和3.3%～13%，加标回收率分别为73.2%～89.8%和67.7%～90.5%。

加速溶剂萃取；高效液相色谱；固体废物；多环芳烃

多环芳烃(PAHs)是指分子中含有2个或2个以上苯环结构的非极性或中性有机化合物。PAHs在环境中的来源分天然源和人为源，天然源即PAHs在环境中的背景值，主要来源于陆地和水生生物、微生物的生物合成，森林、草原的天然火灾以及火山活动，一般含量较低[1]；人为源则主要来自化石燃料、木材、烟草等有机物的热解和不完全燃烧，是目前环境中PAHs的主要来源[2-3]。由于具有致癌、致畸、致突变作用，对人类健康危害极大，加之分布范围广且难以生物降解，PAHs已引起世界各国的广泛关注，美国环保局将16种PAHs列入优先控制处理的重点污染物名单；中国将7种母体PAHs列为水中优先控制污染物[4]；德国安全性认证组织从2012年7 月将管控的PAHs 种类由16种扩大为18种。PAHs种类繁多，物理化学和光学性质均存在较大差异，如何同时准确地测定环境介质中各种PAHs，一直是环境监测的一个热点问题。

目前，我国现有的关于PAHs的标准分析方法也主要集中在水质、环境空气和固定污染源废气等环境介质方面，对固体废物中PAHs的监测则少有涉及，仅在《危险废物鉴别标准 浸出毒性鉴别》中对固废浸出液以附录的形式给出了参考方法。然而，在PAHs的人为源中，垃圾焚烧的贡献率非常大，产生的PAHs也往往存在于煤灰、炉渣中[5-6]，其中的PAHs的浸出风险也不容忽视[7]。我国的固体废物污染防治起步较晚，随着工业固体废物的产生量逐年增加，固废污染防治面临着艰巨任务。为了控制和监测固体废物中的PAHs排放，有效监督和控制工业固体废物的污染，必须研究与之相配套的PAHs监测分析方法。

相比于其他方法，高效液相色谱法具有选择性好、灵敏度高的优点，是分析PAHs的推荐方法[8]。样品萃取方法可选用索氏提取法、超声提取法、超临界流体萃取、微波辅助萃取、加速溶剂萃取等方法，净化方法可选用固相萃取柱和凝胶色谱净化法。在样品提取方面，加速溶剂萃取(ASE)相比于传统方法具有溶剂用量少、快速、安全等突出特点，近些年被广泛用于固态样品的前处理[9-10]。本文对灰渣和污泥2种有代表性的固体废物采用加速溶剂萃取-高效液相色谱法测定，研究了样品净化方法和条件、最佳分离和检测条件，以期建立一套完整的固体废物PAHs监测方法。

1 实验部分

1.1 仪器设备

ASE-200型加速溶剂萃取仪；J2Accuprep型凝胶渗透色谱仪；Alliance 2695型高效液相色谱仪。

1.2 试剂和材料

1.2.1 有机溶剂

乙腈(CH3CN)、甲醇(CH3OH)、正己烷(C6H14)、戊烷(C5H12)、二氯甲烷(CH2Cl2)、丙酮(CH3OCH3)，均为色谱纯；十氟联苯(纯度为99%)。

1.2.2 标准溶液

PAHs标准贮备液：质量浓度100～2 000 mg/L，于4 ℃以下温度冷藏；PAHs标准使用液：质量浓度10.0～200 mg/L，于4 ℃以下温度冷藏。

1.2.3 材料

干燥剂：无水硫酸钠(Na2SO4)或粒状硅藻土，400 ℃下焙烧2 h，然后将温度降至100 ℃，关闭电源转入干燥器中，冷却后装入试剂瓶中，于干燥器中密封保存。

固相萃取柱(硅胶)：6 mL萃取柱中装填500 mg硅胶。

氮气：纯度大于或等于99.999%，用于样品的干燥浓缩。

1.3 样品的制备

选用较有代表性的灰渣和污泥，参照《工业固体废物采制样技术规范》(HJ/T 20—1998)有关要求进行采样和制样。其中污泥样品由于含水率较高(70%～80%)，制样前于-80 ℃下冷冻干燥96 h后待用。

1.4 样品的提取

灰渣称样量为10 g，污泥称样量为2 g，加入适量硅藻土混匀后装入33 mL萃取池。

萃取溶剂：体积比1∶1的丙酮和二氯甲烷、体积比1∶1的丙酮和正己烷、体积比1∶1的二氯甲烷和正己烷。

加热温度60～100 ℃；压强7～14 MPa；静态萃取时间5 min(5 min预加热平衡)；淋洗体积60%池体积；氮气吹扫60 s，1.05 MPa(可根据萃取池体积增加吹扫时间)；静态萃取次数 2次。

在玻璃漏斗上垫上一层玻璃棉或玻璃纤维滤膜，铺加约5 g无水硫酸钠，将萃取液用漏斗直接过滤到浓缩器皿中，每次用少量萃取溶剂充分洗涤萃取容器，将洗涤液也倒入漏斗中，重复3次。最后再用少许萃取溶剂冲洗无水硫酸钠，氮吹浓缩至1 mL。

1.5 样品的净化

对比研究2种净化方法：固相萃取柱净化(SPE)和凝胶渗透色谱净化(GPC)。

SPE：填料为硅胶，依次用5 mL二氯甲烷和15 mL正己烷冲洗净化柱，弃去流出液。在溶剂流干之前，将1 mL萃取浓缩液转移到净化柱上，并用约0.5 mL的正己烷冲洗浓缩瓶，将洗涤液加入净化柱，然后再用2 mL二氯甲烷洗涤浓缩瓶，将洗涤液加入净化柱，用合适的容器接收流出液，最后用15 mL二氯甲烷洗涤净化柱，收集流出液于上述容器中。流出液经硫酸钠脱水、浓缩定容至1 mL以下，加入3 mL乙腈，再浓缩至1 mL，待测。

GPC：流动相为二氯甲烷。将第1.4节的提取浓缩液用流动相定容至2.5 mL于小瓶，混匀后用GPC法进行净化。流速为3 mL/min，定量环体积2 mL，收集9～13 min洗脱液，35 ℃下恒温浓缩至1.5～2.0 mL，氮吹至近干，环己烷定容至1 mL，待测。

1.6 仪器分析条件

色谱柱采用PAHs分析柱(250 mm×4.6 mm，5.0 μm)，流动相为乙腈/水，流速为1.0 mL/min。梯度洗脱程序：先用乙腈/水(体积比3∶2)以1.0 mL/min的流速洗脱8 min，然后进行线性梯度洗脱，在10 min内乙腈体积分数由60%上升到100%，并保持10 min；紫外检测器和荧光检测器波长选择与《水质 多环芳烃的测定 液液萃取和固相萃取高效液相色谱法》(HJ 478—2009)一致。

1.7 样品测定

取10 μL待测试样注入高效液相色谱仪中。记录色谱峰的保留时间和峰高(或峰面积)。采用保留时间进行定性，或采取标准样品添加法定性，或借助其他仪器验证。外标法定量。

使用10 g河砂或石英砂替代样品，按照与样品的预处理、测定相同步骤进行分析。

2 结果与讨论

2.1 ASE萃取条件的选择

提高温度能极大地减弱由范德华力、氢键、目标物分子和样品基质活性位置的偶极吸引所引起的相互作用力；增加萃取池中的压力使溶剂沸点升高，保证目标物在此温度下的溶解能力。因此，合适的溶剂、压力、温度是保证ASE高萃取效能的关键。前期对土壤中PAHs的ASE萃取条件研究结果表明[11]，体积比1∶1的丙酮和正己烷萃取效果明显高于正己烷或环己烷，对绝大部分PAHs回收率为85%～107%；温度高有利于PAHs的萃取，但在80～110 ℃之间回收率相差不大，除了萘、苊烯、二氢苊回收率较低，其他PAHs均在86%～120%之间；压强在7～14 MPa之间时，对PAHs萃取的回收率影响不大。基于这一成果对PAHs的ASE萃取条件进行进一步的研究，由于压力影响不大，侧重对溶剂和温度进行优化选择。

2.1.1 萃取溶剂的选择

大量研究表明，丙酮和二氯甲烷、丙酮和正己烷等混合溶剂对PAHs的萃取效果优于单独使用正己烷等溶剂。对不同溶剂的萃取效率进行了研究，结果如图1所示。

图1 不同萃取溶剂PAHs的回收率

从图1可以看出，体积比1∶1的二氯甲烷和正己烷相对于另外2种溶剂萃取效率略低，特别对于萘等低环PAHs回收率在70%以下。体积比1∶1的丙酮和二氯甲烷对16种PAHs的回收率为76.1%～101.3%，体积比1∶1的丙酮和正己烷为75.6%～120.5%。相对于体积比1∶1的丙酮和正己烷，体积比1∶1的丙酮和二氯甲烷对16种PAHs的回收率差别不大，萃取效果更好，可能与丙酮的强溶解能力和丙酮、二氯甲烷的强亲核性质有关[12]。

2.1.2 萃取温度的选择

用体积比1∶1的丙酮和二氯甲烷作萃取溶剂，研究了不同萃取温度对萃取效率的影响，结果见图2。

一般来讲，提高温度能极大地减弱由范德华力、氢键、目标物分子和样品基质活性位置的偶极吸引所引起的相互作用力，减小溶剂黏性和表面张力，从而使溶剂更好地渗透到基质中，快速、有效地萃取基质中的目标物[15]。从图2可见，相对于60 ℃和80 ℃，体积比1∶1的丙酮和二氯甲烷在100 ℃条件下萃取效果较好，在120、140 ℃下，各种PAHs回收率差别较大，个别PAHs萃取效果较差。

图2 不同萃取温度PAHs的回收率

2.2 净化条件的优化

2.2.1 SPE净化淋洗溶剂和淋洗体积的选择

在淋洗溶剂的选择上，以往研究得出的结论并不一致。《水质 多环芳烃的测定 液液萃取和固相萃取高效液相色谱法》(HJ 478—2009)中使用10 mL体积比1∶1的二氯甲烷和正己烷；黄东琴等[14]认为体积比3∶2的正己烷和二氯甲烷对土壤中PAHs洗脱效果最好；张茜等[10]认为二氯甲烷单独使用时对土壤中PAHs洗脱效果最好。本研究对比了这几种淋洗液对PAHs的淋洗效果，发现用二氯甲烷作为淋洗液时净化效果最好，既能除去杂质干扰，又能保证有较高的回收率。用二氯甲烷作为淋洗液时的淋洗曲线如图3所示。

图3 二氯甲烷对灰渣中PAHs的淋洗曲线

从图3可以看出，PAHs的富集量随淋洗液体积的增加而增加，淋洗液体积增至15 mL后，PAHs富集量基本不变。因此，淋洗液体积选用15 mL。

2.2.2 GPC净化收集时间的选择

将配制好的16种PAHs混合标准样品置于GPC净化系统上，从1 100 s开始每隔120 s收集流出液于试管中，共收集20瓶，氮吹至近干，乙腈定容1 mL后进行检测，结果发现PAHs在1 340～3 380 s之间全部流出，故收集时间定为1 340～3 380 s。

2.2.3 SPE和GPC净化效果对比

SPE与GPC2种净化方式的回收率分别见图4和图5。图4显示了2种净化方式对灰渣中PAHs的回收率。可见，除了芴、蒽、苯并[a]蒽3种PAHs外，SPE与GPC无明显差别，回收率分别为71.1%～87.7%和73.6%～85.9%。而对于芴、蒽和苯并[a]蒽，用SPE时，芴、蒽和苯并[a]蒽回收率分别为82.9%、87.5%、87.7%，净化效果明显好于GPC(3种PAHs回收率分别为58.6%、61.1%、57.2%)。

图5显示了2种净化方式对污泥中PAHs的回收率。2种方式对芴、蒽和苯并[a]蒽的净化效果仍然有所区别，但GPC优于SPE。2种净化方式对污泥中PAHs的净化效果不如对灰渣的净化效果，SPE和GPC对16种PAHs的回收率分别为55.7%～94.1%和57.6%～96.1%，各物质间回收率差别较大。相对来讲，GPC对污泥的净化效果略优于SPE。

图4 灰渣中PAHs在不同净化方式下的回收率

图5 污泥中PAHs在不同净化方式下的回收率

2.3 方法性能指标

本文以灰渣和污泥为例对方法的检出限、精密度和准确度进行了测定。灰渣称样量10 g，污泥称样量为2 g。

2.3.1 方法检出限和测定下限

按照全程序操作步骤重复7次空白加标实验，加标量为仪器检出限的3～10倍，使用与实际样品完全相同的试剂和全程序操作步骤进行测定，计算方法检出限(MDL)，以4倍检出限为测定下限。

16种PAHs的方法检出限及测定下限分别见表1和表2。

黄东琴等[14]用ASE-HPLC法测定土壤中PAHs时，检出限为0.14～36 μg/kg；张茜等[10]用ASE提取、GPC联合SPE(固相萃取)、HPLC法测定土壤中PAHs时，检出限为0.1～6 μg/kg。固体废物中PAHs的液相色谱法检出限还未见文献报道。本文分别研究了荧光检测器和紫外检测器的液相色谱法检出限，由表1、表2可见，对灰渣样品中的PAHs，荧光检测器的方法检出限为1.03～1.96 μg/kg，紫外检测器的方法检出限为2.30～3.88 μg/kg；对污泥样品，荧光检测器的方法检出限为4.71～7.04 μg/kg，紫外检测器的方法检出限为7.36～11.1 μg/kg。

表1 16种PAHs的检出限、测定下限(灰渣) μg/kg

注：空表示荧光检测器检测时无信号值。下同。

表2 16种PAHs的检出限、测定下限(污泥) μg/kg

2.3.2 方法精密度和准确度

精密度采用实际样品加标的方法测定，灰渣和污泥的加标量分别为3个水平：2.5～50、5～100、10～200 μg/kg和12.5～250、25～500、50～1 000 μg/kg，按照标准方法的分析步骤进行测定，分别测定6次，计算其相对标准偏差，结果分别见表3和表4。

表3 方法的精密度测定结果(灰渣)

表4 方法的精密度测定结果(污泥)

由表3、表4可见，灰渣样品中PAHs的6次测定相对标准偏差为4.0%～13.8%；污泥样品中PAHs的6次测定相对标准偏差为3.3%～13.0%。16种PAHs在灰渣中的加标回收率为73.2%～89.8%，在污泥中的加标回收率为67.7%～90.5%。

准确度采用加标回收率进行评价，加标量为0.1～2 μg，结果见表5。

表5 加标回收率测定结果

3 结论

研究了固体废物中PAHs的ASE萃取、SPE和GPC法净化、HPLC检测方法。ASE萃取条件：体积比1∶1的丙酮和二氯甲烷作萃取剂；温度100 ℃；压力10.5 MPa；萃取时间5 min，重复萃取2次。萃取效率达到76.1%～101.3%。针对不同固体废物，应采用不同的净化方法，建议灰渣样品采取SPE法净化，污泥样品采用GPC法净化。选择优化后的萃取条件和净化条件，使用荧光检测器时，对灰渣和污泥中PAHs的方法检出限分别为1.03～1.96 μg/kg和4.71～7.04 μg/kg；相对标准偏差分别为4.0%～13.8%和3.3%～13%；加标回收率分别为73.2%～89.8%和67.7%～90.5%。该方法具有较低的检出限、良好的精密度和准确度，有一定的适用性。

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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 华(1967-)，女，河南信阳人，硕士，高级工程师。

X830.2

A

1002-6002(2015)04- 0111- 08