土壤中6种氯代多环芳烃测定方法的建立及应用

原文婷，高占啟，孙成*

(1.污染控制与资源化研究国家重点实验室，南京大学环境学院，江苏 南京 210023；2.国家环境保护地表水环境有机污染物检测分析重点实验室，江苏省环境监测中心，江苏 南京 210036)



·监测技术·

土壤中6种氯代多环芳烃测定方法的建立及应用

原文婷1，高占啟2，孙成1*

(1.污染控制与资源化研究国家重点实验室，南京大学环境学院，江苏 南京 210023；2.国家环境保护地表水环境有机污染物检测分析重点实验室，江苏省环境监测中心，江苏 南京 210036)

建立了加速溶剂萃取、凝胶渗透色谱(GPC)与气相色谱-质谱联用测定土壤中6种氯代多环芳烃的分析方法。研究证实该法的最佳萃取条件为：10.34 MPa压力，100 ℃萃取温度下，以1∶1(V/V)的正己烷/二氯甲烷为萃取溶剂，静态萃取10 min，循环4次。GPC净化过程用乙酸乙酯和环己烷的混合液1∶1(V/V)做洗脱液，目标物的收集时间为25～35 min。方法对Cl-PAHs在1～500 μg/L范围内线性良好，相关系数R2为0.998 4～0.999 7；LOD和LOQ分别为2.6～25.1 pg/g和8.7～83.6 pg/g；各目标物的低浓度回收率为64.1%～117.6%，RSD<12.05%；高浓度回收率为59.1%～105.3%，RSD<9.81%。研究证实该法满足定量分析的要求，并应用该法对某化工园进行了氯代多环芳烃的检测。

加速溶剂萃取；凝胶渗透色谱；氯代多环芳烃；土壤

氯代多环芳烃(Cl-PAHs)是多环芳烃(PAHs)上的一个或多个氢原子被氯原子取代后生成，从结构上看可以称为二噁英与多环芳烃的杂交体[1]。Cl-PAHs与其母体具有同源性，但其毒性与母体相当甚至高于母体，是一类新型的高风险有机污染物[2-3]。

常见的土壤中有机物的萃取方法包括索氏提取法[4]、微波辅助萃取法(MAE)[5]和加速溶剂萃取法(ASE)[6]等。常见的净化方法有柱层析净化、凝胶渗透色谱(GPC)。目前关于土壤中Cl-PAHs 检测方法的报道较少，Ma等[7]在前人研究基础上，将环境样品经16 h索氏萃取后，先经活化的硅胶柱进行分级分离，然后将分离液经活性炭和硅胶的混合柱净化分离，浓缩净化，用气相色谱-质谱(GC-MS)分析。但这些方法或前处理耗时较长，或需使用高级的分析仪器，限制了其的广泛应用。其中，ASE是可以从各种半固体或固体样品中萃取有机物质的全新萃取方法[8]；GPC则是一种体积排阻色谱，只依靠分子尺寸大小不同进行分离的纯化或分子质量分级方法，对去除环境样品中大分子特别有效[9]。

现采用ASE与GPC相结合的前处理方法，与GC-MS分析技术联用，建立了土壤中6种Cl-PAHs 的分析检测方法，并将其应用于某化工园Cl-PAHs的污染测定[10]。

1 实验部分

1.1 仪器及试剂

所用主要仪器及试剂详见表1和表2。

表1 实验所用仪器

表2 实验所用试剂

准确称取6种标准品和内标(氘代菲)各1 mg，用正己烷配制成100 mg/L储备液备用。使用前用正己烷逐级稀释成相应浓度的标准溶液。

1.2 土壤样品采集

根据某化工园区的地形，按照网格布点法(2.3 km×27 km)划分，共设置了17个点位(见图1)。采样时拂去表层的枯枝落叶和石砾，采集5～20 cm的表层土，并立刻冷冻保存。使用时将预冻存的土壤冻干处理7 d左右，研磨后，过200目金属筛，保存于-20 ℃的冰箱待分析。

1.3 土壤样品前处理

1.3.1 ASE萃取

称取2 g去活化硅藻土，与5 g土壤样品混合均匀，以硅藻土、硅藻土与土样混合物、硅藻土的“三明治“形式加到加速溶剂萃取池中。在10.34 MPa压力下，按设定好的萃取溶剂配比、萃取温度、静态萃取时间及循环次数萃取，萃取结束后，将收集的萃取液转移到旋转蒸发瓶中，旋转蒸发至约1 mL，用体积比为1∶1的乙酸乙酯和环己烷混合溶剂定容至10 mL GPC小瓶，待进一步GPC净化。

图1 某化工园区土壤采样点分布

在进行ASE萃取条件的优化时，称取5 g标准土(经测定无目标物检出)，加入1 mL 1.0 mg/L的Cl-PAHs的混合标准溶液，即加标量为200 ng/g，参照土壤中PAHs的含量选取加标量，平衡过夜，然后再按照上述萃取流程进行萃取。

1.3.2 GPC净化

样品通过5.0 mL定量阀进入到装有Biobead S-X3 填料的 GPC 柱，用1∶1(V/V)的乙酸乙酯/环己烷做洗脱液，流速为4.7 mL/min。收集指定时间的流出液至旋转蒸发瓶，蒸发至近干，加入50 μL 质量浓度为1mg/L的氘代菲作为内标，用正己烷定容至1 mL。转移至棕色小瓶待上机检测。

1.4 GC-MS分析条件

色谱柱采用DB-5MS(30 m×0.25 mm×0.25 μm)；载气为高纯度氦气(纯度≥99.999%)；流速1 mL/min；脉冲不分流进样；色谱柱程序升温：80 ℃保持1 min，25 ℃/min升温至200 ℃，再以 1 ℃/min升温至213 ℃，保持1 min；进样口温度280 ℃；电子轰击离子源(EI)；电子加速电压 70 eV；离子源温度250 ℃；传输线温度280 ℃； Cl-PAHs的GC-MS保留时间和特征离子见表3。

表3 6种Cl-PAHs及内标phe-d10的色谱保留时间和 SIM 定量离子

2 结果与讨论

2.1 ASE条件的优化

2.1.1 萃取温度

在固液萃取过程中，提高温度能增加目标物在溶剂中的溶解度，同时加快分子运动速度，提高萃取的速率；但在高温下，当萃取溶剂发生气化时，气体的溶解效率小于液体，反而会降低萃取效果。ASE不仅可以在高温下进行萃取，同时提供了较高的压力，使溶剂的沸点升高，确保溶剂在萃取过程中一直保持液态。现通过设定萃取温度为80，100，120和140 ℃，比较不同萃取温度下的萃取效果，结果见图2。

由图2可见，9-ClFle在100 ℃时萃取率为71.79%，优于其他温度，但其重复测定的回收率RSD较大，实验重现性较差，推测可能是9-ClFle在萃取过程中结构不稳定易发生变化；其他的5种Cl-PAHs 在120 ℃下萃取效果最好，100 ℃时的回收率略低于120 ℃时的回收率。由于9-ClFle 在120 ℃时回收率只有47.21%，综合考虑各Cl-PAHs的萃取效率，确定100 ℃为最终的萃取温度。

图2 不同萃取温度对Cl-PAHs 的回收率影响

2.1.2 萃取溶剂

加速溶剂萃取仪常用的萃取溶剂有乙酸乙酯、丙酮、二氯甲烷、正己烷，Cl-PAHs索式提取溶剂则多为正己烷与二氯甲烷，考虑到ASE萃取与索式提取原理相似，选择正己烷与二氯甲烷的混合溶液作为萃取溶剂，并考察正己烷/二氯甲烷(V/V)为4∶1，1∶1，1∶2，1∶4时的萃取效率，不同溶剂配比的萃取结果见图3。从图中看出，正己烷/二氯甲烷(V/V)为1∶1时萃取效果最佳，6种Cl-PAHs都有较高的萃取回收率，故选择萃取溶剂的配比正己烷/二氯甲烷(V/V)为1∶1。

图3 不同萃取溶剂配比对Cl-PAHs 的回收率影响

2.1.3 萃取时间

相比索式提取，ASE可在几十分钟内完成索式提取十几个小时的萃取工作，不仅大大缩短了前处理的工作时间，而且减少了前处理的工作量。ASE萃取的时间会对萃取效率产生一定的影响，静态萃取时间过短则萃取不完全，过长既会增加前处理时间，又会导致热不稳定物质发生变化。现通过设定的6，8，10和14 min 4个不同的萃取时长，探究最佳的萃取时间，结果见图4。

图4 不同萃取时间对Cl-PAHs 的回收率影响

由图4可见，对氯代蒽类，10和14 min的萃取回收率相近；对9-ClFle，8 min的萃取回收率最高，随着萃取时间的增长，萃取效率反而降低；对9,9-Cl2Fle和9-ClFle，10 min萃取效率最高，时间继续加长，也会导致回收率的降低。由此可以推测，氯代蒽类物质的热稳定性要高于氯代芴类，前者能够较长时间处于较高萃取温度而不发生结构变化；氯代芴类物质的热稳定性较差，不利于长时间的高温萃取。综合考虑6种Cl-PAHs所需萃取时间和最终的萃取效率，确定最终静态萃取时间为10 min。

2.1.4 萃取循环次数

加速溶剂萃取仪可通过不断补存新鲜萃取溶剂实现循环多次萃取，其萃取效果优于单次大体积的萃取或单次长时间的萃取效果，这也是ASE萃取效率高于其他萃取方法的关键。现通过设定循环次数分别为1，2，3和4次，探究不同循环次数对萃取效果的影响，结果见图5。

循环萃取3次及以上对于大部分的Cl-PAHs就可以达到较为理想的萃取回收率。考虑到增加一次循环，整个萃取时间仅增加10 min，为了追求更好的萃取效果，故确定萃取循环次数为4次。

图5 不同循环次数对Cl-PAHs 的回收率影响

2.2 凝胶渗透色谱净化条件优化

土壤样品中有很多的生物大分子存在，萃取时很容易跟随目标物一起进入有机溶剂，通过GPC可以有效地除去这类杂质。

现用体积比为1∶1的乙酸乙酯和环己烷混合溶剂，配置5 μg/mL的Cl-PAHs混合标液于10 mL GPC小瓶中，过GPC，出峰时间见图6。由图6可知，Cl-PAHs的出峰时间为25～35 min。由文献可知，油脂类、蛋白质等大分子出峰时间在2～10 min之间，故确定Cl-PAHs经GPC净化的收集时间为25～35 min。

图6 Cl-PAHs标准物质在 GPC 柱上的流出曲线

2.3 方法的质量控制

将100 mg/L的Cl-PAHs储备液用正己烷逐级稀释成500，200，100，50，20，10，5，2和1 μg/L，内标物氘代菲质量浓度为50 μg/L，用内标法进行定量。结果显示，在1～500 μg/L范围内，方法线性良好，6种Cl-PAHs的线性相关系数R2均>0.995。

为评价建立的ASE-GPC-GC-MS分析土壤中Cl-PAHs方法的可行性，测定了方法的检测限(LOD)、定量限(LOQ)、准确度和精密度。LOD是在S/N=3时得出的浓度，即测定低浓度样品时从仪器中得出S/N，不断减小浓度，使得S/N不断地接近3，进而得到LOD；定量限按LOQ=3.3LOD计算，结果见表4。由此可知该分析方法满足定量分析的要求。

表4 土壤中 Cl-PAHs的加标回收率、精密度和灵敏度

①代表不同的加标量

2.4 方法的实际应用

按照文中建立的方法对某化工园区17个采样点进行检测，结果见表5。

由表5可知，各点位Cl-PAHs 的总质量比为12.78～60.98 ng/g，质量比均值为30.84 ng/g；其中9,9-Cl2Fle、2-ClAnt、9-ClAnt、9,10-Cl2Ant在所有点位均有检出，9,9-Cl2Fle质量比最高，为2.80～22.16 ng/g，为主要污染物；9-ClFle虽只在S3、S7～S12这7个点位有检出，但其检出质量比较高，中值为12.92 ng/g，即 9-ClFle 的污染范围虽较小，但相对集中，且污染水平较高。3种氯代蒽虽在各采样点均有检出，但检出水平较低，由此推测氯代蒽污染在化工园区及其周边普遍存在，但积累水平比较低。

表5 南京化工园区及周边采样点Cl-PAHs浓度水平 mg/g

结合化工园区区位与采样点位，综合分析得到污染比较集中的点位在北部区域，此处主要集中发展石油天然气、有机和精细化工生产。S8和S9位于一个国家级石化企业区域内，故其Cl-PAHs浓度较高。在化工区外的土壤中Cl-PAHs污染程度较低，由此可以推测化学产品加工是产生Cl-PAHs，的来源之一。从化工园区周边污染情况分析来看西北方向污染程度较高，东边相比污染程度稍低。西南方向为江心洲，当地主要以农业旅游为主，污染程度低。S17为夹江水源地，附近管制严格没有化工厂，分析结果也显示此处的污染程度最低。在S14、S15、S16、S17有较低浓度检出，可以推测Cl-PAHs可以通过颗粒物吸附，水体流动等途径使得污染向周边扩散。

3 结语

实验优化了ASE的萃取条件，建立ASE-GPC-GC-MS联用分析环境土壤中6种Cl-PAHs的方法。该法方便快捷，且实现自动化，具有较强的实际应用价值，可以广泛用于环境介质中Cl-PAHs的检测分析。在实际样品的检测中有一定浓度的目标物检出，因此不可忽视Cl-PAHs在化学工业园的积累和对周边的扩散。

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Method Development and Application for the Determination of Chlorinated Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Soil

YUAN Wen-ting1， GAO Zhan-qi2， SUN Cheng1*

( 1.StateKeyLaboratoryofPollutionControlandResourceReuse，SchooloftheEnvironment，NanjingUniversity，Nanjing，Jiangsu210023，China； 2.StateEnvironmentalProtectionKeyLaboratoryofMonitoringandAnalysisforOrganicPollutantsinSurfaceWater，EnvironmentMonitoringCenterofJiangsuProvince，Nanjing，Jiangsu210036，China)

A method was developed for the determination of 6 chlorinated polycyclic aromatic hydrocarbons (Cl-PAHs) in soil by accelerated solvent extraction (ASE)， gel permeation chromatography (GPC) coupled with GC-MS. The optimal ASE efficiency was obtained when using 1：1(V：V) dichloromethane/n-hexane as the extraction solvent， and performing the static extraction under 10.34 MPa pressure for 10 min at 100 ℃ for four times repeatedly. The obtained extract was passed through GPC to clean up and eluted with 1∶1 (V：V) cyclohexane/ethyl acetate. The fraction was collected between 25 and 35 min. Good linearity was observed in the range of 1 to 500 μg/L of Cl-PAHs， with correlation coefficients varying from 0.9984 to 0.9997. The limits of detection and limits of quantification were 2.6～25 pg/g and 8.7～83.6 pg/g， respectively. The recoveries for the studied Cl-PAHs ranged from 64.1% to 117.6% with the relative standard deviations less than 12.05% when the spiked concentration was low. When the spiked concentration was high， the recoveries ranged from 59.1% to 105.3% with the relative standard deviations less than 9.81%. This method was shown to meet the requirement for quantification analysis. It was applied in the determination of Cl-PAHs in the soil of a chemical park.

Accelerated solvent extraction； Gel permeation chromatography； Cl-PAHs； Soil

2015-06-12；

2015-07-31

江苏省环境监测科研基金资助项目(1208)

原文婷(1988—)，女，硕士，主要研究方向为环境分析化学。

*通讯作者：孙成 E-mail: envidean@nju.edu.cn

O657.7+1;X833

B

1674-6732(2015)06-0013-05