煤矿区地表土中烷基多环芳烃的定量方法研究

钱雅慧，汪 婷，洪秀萍，罗钟庚，梁汉东

(1.煤炭资源与安全开采国家重点实验室，北京 100083；2.中国矿业大学(北京)地球科学与测绘工程学院，北京 100083；3.淮北师范大学生命科学学院，安徽 淮北 235000)

多环芳烃(PAHs)是指2个以上苯环以稠环形式相连的化合物，具有较高的生物毒性，且在环境中难以降解，是全球关注的重要持久性污染物(POPs)之一[1]。1976年，美国环境保护署(EPA)将16种多环芳烃(16PAHs)列为环境中优先控制污染物[2-3]。目前，我国主要针对母体16PAHs[4-7]的环境污染调查，但一些研究发现，在气溶胶、降尘和土壤等环境介质中常能检出烷基多环芳烃(a-PAHs)[8-10]，并在总多环芳烃类(PACs，PACs=PAHs+aPAHs)含量中占有较大的比例。例如，Colavecchia等[11]对阿萨巴斯卡沉积物样品中的总PACs进行分析，a-PAHs高达93%～99%。在石油污染区的水生生物体内，a-PAHs含量远高于非烷基PAHs[12]。已有研究表明，a-PAHs相较于母体多环芳烃可能具有更强的生物毒性，对生物胚胎发育死亡率和畸形率有重要影响[13-16]。此外，在能源开采区域a-PAHs已普遍在食物中检出，并随食物链传递[17]。因此，对环境中a-PAHs的评估需引起重视和关注。

目前普遍认为，石油是环境中a-PAHs的主要来源，即成岩源[18]。然而，近年来发现，原煤中不仅含有自然界固有的16PAHs[19]，还存在a-PAHs[20-21]，虽然煤矸石中PAHs的研究较少[22]，但主要由煤和黏土矿物构成的煤矸石很可能也存在a-PAHs及16PAHs。因此，受煤和煤矸石影响的煤矿区环境介质中，很可能不仅存在16PAHs，还含有丰富的a-PAHs。我国是世界上最大的煤炭生产国，煤矿区土壤作为一类典型的涉煤环境样本，在时间尺度上污染物积累时间长，环境释放持续时间长；在空间尺度上与污染源区域重叠，与人类活动密集区域重叠。然而，作为我国环境有机污染物特色、典型污染区域——煤矿区多环芳烃类化合物的研究却一直较为局限，鲜有涉及a-PAHs的工作[23]。

本文拟针对煤矿区土壤中有机物，建立涵盖a-PAHs和16PAHs的定量分析方法，并测试实际矿区土壤样本，对a-PAHs及16PAHs进行定性和定量分析。希望为了解PACs在涉煤环境样品中的浓度分布、探究其在环境中迁移规律，以及制订环境保护政策提供参考。

1 实验部分

1.1 仪器与试剂

Xevo TQ-GC气相色谱-三重四极杆质谱仪：美国Waters公司产品；色谱柱(DB-5MS，30 m×0.25 mm×0.25 μm)：美国Agilent公司产品；高纯氦气、高纯氩气(99.999%)：北京兆格气体科技有限公司产品；Secure 125-1CN精密天平：赛多利斯科学仪器(北京)有限公司产品；UL300W-B超声池：上海艺源超声设备有限公司产品；VORTEX-5涡旋仪：上海苑胜仪器设备有限公司产品；TGL-16C离心机：上海安亭科学仪器厂产品；尼龙滤膜(0.22 μm)：天津市津腾实验设备有限公司产品。

正己烷(色谱级)：北京百灵威科技有限公司产品；二氯甲烷、水(质谱级)：美国Thermo Fisher公司产品；乙醇、无水硫酸钠(分析纯)：国药集团化学试剂有限公司产品；石英砂颗粒(SiO2≥ 90%, 0.105～0.71 mm)：阿拉丁试剂有限公司产品。

1.2 样品前处理

本研究选用操作简单且回收率较高的超声萃取方式[24-26]进行样品前处理，具体步骤如下：将土壤样品研磨至150～400目，分别称取2.0 g无水硫酸钠和2.0 g土样，依次放入10 mL螺口玻璃管中，然后加入4.9 mL二氯甲烷和100 μL 20 g/L Nap-D8，随后将样品放入超声池，20 ℃超声5 h；超声完成后，用胶头滴管吸取玻璃管内上清液，置于2 mL离心管中, 涡旋1 min后，以14 000 r/min离心10 min；离心完成后，经注射器和滤头过滤，分别吸取100 μL过滤液与100 μL 400 μg/L的4种定量内标，涡旋混匀1 min后，上机测试。

1.3 实验条件

1.3.1色谱条件 进样口温度280 ℃，流速1 mL/min，进样体积1 μL，载气为氦气，不分流进样；升温程序：初始温度70 ℃，保持1 min，以15 ℃/min升温至180 ℃，保持2 min，以10 ℃/min升温至230 ℃，保持0.5 min，以5 ℃/min升温至250 ℃，保持2 min，以8 ℃/min升温至300 ℃，保持5 min。

1.3.2质谱条件 电子轰击(EI)电离源，电离电压70 eV，离子源温度250 ℃，接口温度280 ℃，质量扫描范围m/z50～550，全扫描模式，溶剂延迟4.0 min。

1.4 定性与定量

采用MassLynx V4.2软件开展环境样品中目标化合物的定性、定量研究。NIST 2017谱库结合对照品，基于碎片信息和保留时间完成PACs的定性分析。采用有相对响应因子的内标法进行定量分析。

1.5 质量控制

每测10个样品加1针空白加标样品，检测溶剂、仪器系统以及前处理过程中是否受到污染。每测20针加1针基质加标样品，样品回收率控制在60%～150%。每测10针加1针平行样品，平行样品的标准偏差小于30% 。

2 结果与讨论

2.1 方法评价

2.1.1线性关系 用正己烷作为溶剂稀释原标准品，配制5、10、20、50、100、200、500、800 μg/L系列浓度梯度的27种多环芳烃标准溶液，其中包含16PAHs、6种烷基取代多环芳烃、4种内标和1种前处理内标。采用全扫描模式，在1.3节条件下上机检测，提取不同浓度各组分的质量色谱图，并对峰面积进行积分，以标准品的峰面积为纵坐标、标准溶液浓度为横坐标绘制标准曲线，其线性回归方程、线性范围及相关系数列于表1，计算得出相关系数(R2)优于0.99。

表1 23种多环芳烃的回归方程、线性范围、相关系数(R2)、检出限、加标回收率和精密度Table 1 Regression equations, linear ranges, correlation coefficients (R2), method detection limits, spiked recoveries and precision of the 23 PAHs

2.1.2准确度和精密度 以石英砂作为空白基质，先在400 ℃高温下用马弗炉对石英砂处理4 h，再称取2 g处理过的石英砂作为空白，经超声萃取及过滤后，发现均未检出27PAHs，表明各环节并未引入目标物。

称取2 g处理过的石英砂，加入100 μL 20 mg/L混合标准溶液，配制成200 μg/L中间浓度的基质加标样品。按上述优化的前处理步骤和仪器条件测试样品，计算各组分的回收率，加标样品的回收率为73.11%～119.8%。将中间浓度空白基质加标样品平行测定7次，计算各组分的RSD为1.07%～14.3%。

2.1.3方法检测限(MDL) 分析7针中间浓度空白基质样品的测试结果，计算各组分的标准偏差(S)。方法检出限的计算公式为MDL=t(n-1,0.99)×S，其中t取值为3.143。计算出MDL的范围为0.008～0.034 mg/kg。

2.2 基于响应因子的内标法定量

在线性相关系数满足要求的基础上，分析了500 μg/L 27PAHs混标的色谱数据，通过提取质量色谱和NIST谱库比对，准确定性出27PAHs出峰的位置和保留时间，示于图1。对各组分质量色谱图进行峰面积积分，根据同系物及保留时间就近原则，参照不同的定量内标曲线斜率(峰面积/化合物浓度)计算各组分的响应因子(RF)，即27种多环芳烃标准品(包括前处理内标萘-D8)与对应内标标注曲线斜率的比值，结果列于表2。最后，采用基于相对响应因子的内标法进行定量。

图1 27PAHs和a-PAHs标准混合物的总离子流图Fig.1 Total ion current chromatogram of the standard mixture of 27 PAHs and a-PAHs

表2 27PAHs的保留时间与响应因子Table 2 Retention time and response factors of 27PAHs

续表2

针对实际样本中存在但混合标准溶液中不包含的组分，根据同系物或色谱图中保留时间最接近的多环芳烃或烷基多环芳烃的响应因子进行定量。如，一甲基萘采用1M-NAP的响应因子，二甲基萘、三甲基萘和四甲基萘采用1,2M-NAP的响应因子。同理，甲基菲统一采用3,6M-PHE的响应因子进行定量，以此类推。

2.3 方法应用实例

2.3.1定性分析 基于本方法对煤矿区地表土样本进行定性定量分析。样品分别来源于唐山东欢坨矿区、淮北童亭矿区、淮北孙疃矿区和淮北刘桥二矿，扫去地表落尘，用铁铲采集地表0～5 cm土壤，作为地表土样品。对5 m2范围内采集3个平行样混合均匀，去除落叶石块等杂质后混匀，用铝箔纸包住，装入聚乙烯样品袋密封编号。

通过对照标准品的保留时间，并结合NIST谱库标准质谱图，确定了样本中不仅含有常规16PAHs，还检测出a-PAHs，包括烷基萘、烷基菲、一甲基蒽、一甲基芘、一甲基荧蒽、一甲基屈和一甲基苯并[a]芘。例如，分别提取一甲基萘、二甲基萘、一甲基菲和二甲基菲的质量色谱图(m/z142、156、192、206)，由已知标准品的保留时间先对应找到1M-NAP、1,2M-NAP和3,6M-PHE的色谱峰，再通过对应质谱图碎片离子及其相对丰度，以及NIST标准谱库比对，对质量色谱图中包含的一甲基萘、二甲基萘、一甲基菲和二甲基菲的各色谱峰进行定性分析，示于图2。同理，定性分析得出烷基萘和烷基菲系列峰的保留时间，分别示于图3和图4。此外，还分别检出一甲基蒽、一甲基芘、一甲基荧蒽、一甲基屈和一甲基苯并[a]芘。由此可知，煤矿区地表土中不仅含有16种母体多环芳烃，还含有丰富的烷基取代多环芳烃。

图2 一甲基萘(a)、二甲基萘(b)、一甲基菲(c)、二甲基菲(d)的色谱与质谱图Fig.2 Chromatograms and mass spectra of methyl-naphthalene (a), dimethyl-naphthalene (b), methyl-phenanthrene (c) and dimethyl-phenanthrene (d)

图3 萘系列化合物的质量色谱图Fig.3 Mass chromatograms of NAP series chemicals

图4 菲系列化合物的质量色谱图Fig.4 Mass chromatograms of PHE series chemicals

2.3.2定量分析 国际上对16PAHs的定量方法比较成熟，对应的标准品也比较齐全。然而，对a-PAHs进行定性定量分析却比较困难，这是由于烷基多环芳烃同系物较多，每种同系烷基多环芳烃存在同分异构体的复杂性，不能准备所有组分的标准品，且同种化合物在不同气质联用仪中的保留时间也不同。本工作使用了27种多环芳烃标准品，对无标准品的目标物，根据同系物分类或按色谱图中保留时间最接近的多环芳烃或烷基多环芳烃的响应因子进行定量。多环芳烃中，实际样品的加标回收率在82.2%～102.1%之间，平行样品的标准偏差小于10%。

4个矿区地表土中总PACs均值为24 543 μg/kg(10 606～36 414 μg/kg，n=4)，其中∑16PAHs含量依次为9 604、4 048、5 714、3 547 μg/kg，平均值为5 728 μg/kg；对应的∑a-PAHs含量分别为26 810、25 090、16 301、7 059 μg/kg，平均值为18 815 μg/kg，示于图5。可以看出，∑a-PAHs平均含量明显高于∑16PAHs，占PACs总量的77%。此外，检出烷基萘和烷基菲同系物的种类最多，其含量分别占总PACs的35%和29%，是煤矿区土壤中PACs的主要贡献者，结果列于表3。由此可见，煤矿区地表土壤中不仅含有常规16PAHs，还含有丰富的a-PAHs。建立针对煤矿地表土的a-PAHs分析方法非常必要。

表3 典型矿区地表土中PACs浓度Table 3 Concentration of PACs in surface soil of typical mining areas

注：误差线表示标准偏差图5 典型矿区地表土中16PAHs及a-PAHs含量Fig.5 Concentration of 16PAHs and a-PAHs in surface soil of typical mining areas

3 结论

建立了对51种a-PAHs及其母体多环芳烃的定性和定量方法。结果表明，27种多环芳烃混合标准液在0.05～0.8 mg/L浓度范围内的线性关系良好，线性相关系数(R2)优于0.99，方法检出限为0.008～0.034 mg/kg，基质加标回收率为73.11%～119.8%，精密度为1.07%～14.3%。通过对实际煤矿区地表土样进行测试，前处理内标的回收率为82.2%～102.1%。该方法灵敏度高、重复性好，适用于土壤中a-PAHs及其母体多环芳烃的检测，可为我国煤矿区的污染评价和治理提供研究基础。

通过分析4个矿区地表土样本数据可知，矿区土壤中含有丰富的a-PAHs，其总量均值(18 815 μg/kg)占 ∑16PAHs均值(5 728 μg/kg)的77%。研究PACs在该类样品中的分布情况，既有利于了解PACs在环境中的传播、扩散规律，又有利于对煤资源的合理、安全利用，具有科学价值与实际意义。