快速溶剂萃取-水浴氮吹-高效液相色谱法检测土壤16种多环芳烃

许成君 王 芳 郑凯元 陈 清 李兵兵 李 宝 杨 柳 梁 莉

(大庆油田水务研究设计院)

0 引 言

多环芳烃(PAHs)由于其特殊的“三致效应”[1-2]一直以来都是环境领域重点关注的污染物。在我国土壤检测领域中对PAHs检测的相关研究也较为广泛，涉及了PAHs的萃取[3-6](索氏抽提、加速溶剂萃取、微波萃取、超声萃取)、浓缩(旋转蒸发浓缩、水浴氮吹浓缩)、净化[7-8](硅酸镁固相萃取柱、硅胶固相萃取柱、多环芳烃专用柱)、检测仪器[9-10](HPLC、GC-MS)等多个方面。根据经验判断，目前各实验室土壤中PAHs的检测结果误差主要源于PAHs的萃取、浓缩以及净化步骤。我国生态环境部于2016年发布了HJ 784—2016《土壤和沉积物 多环芳烃的测定 高效液相色谱法》[11]，该标准中萃取方法引用了索式抽提法，对萃取液采取氮吹法进行浓缩，浓缩液使用硅酸镁固相萃取柱或硅胶固相萃取柱净化，但在标准中也注明了在通过验证并达到质控要求时，也可以采用其他提取、浓缩方法，这就使得相关检测实验室及检测人员在参照此方法时，需要对不同处理方法及处理条件下的检测规律及结果有一定的掌握，从而可以结合实际情况和实验室条件来决定浓缩和净化的方法。

本文采用高效液相色谱法来检测土壤中16种PAHs，通过对不同萃取方法、浓缩方法及净化方法的对比研究，优化相关处理步骤的实验条件，建立了土壤中PAHs的测定方法。该方法加标回收率高，操作耗时短，试剂用量少，重现性好，满足分析测试的需求，可为相关实验室及其科研人员提供参考。

1 实 验

1.1 仪器与试剂

VFFSE-6型加速溶剂萃取仪(中国维克托公司，66 mm不锈钢萃取池)；HPLC1260型高效液相色谱仪(HPLC，美国安捷伦公司)；R-215型旋转蒸发仪(瑞士布奇公司)；DC-12型氮吹仪(上海安谱实验科技股份有限公司)；固相萃取小柱(上海安谱实验科技股份有限公司)；曼哈格PAH-Mix16 16种PAHs混标；百灵威内标及替代物。

1.2 实验方法

取20 g石英砂作为空白基质，在空白石英砂中分别加入混合标准溶液，配制成0.5 mg/kg的加标样品，对样品中PAHs进行萃取得到萃取液，在萃取液中加入一定量无水硫酸钠进行干燥。将处理后的萃取液进行浓缩，浓缩液通过活化固相萃取柱进行净化，净化液浓缩定容至1 mL进行HPLC检测。

本实验主要是通过对样品预处理条件进行优化，考察不同条件下样品中PAHs的回收率，筛选出最佳的预处理条件，构建合理的检测方法，再对该方法进行验证，具体实验设计见表1。

表1 实验设计

1.3 样品预处理

1)快速溶剂萃取：载气压力1.5 MPa；加热温度100，110，120℃；萃取时间12，16，20 min；萃取剂为1∶1(体积比)的正己烷、丙酮溶液，萃取次数1，2，3次。

2)索式抽提：将试样放入玻璃套管内，将套管放入索式抽提器中，加入100 mL萃取剂(体积比为1∶1的正己烷、丙酮溶液)，加热回流18 h。

3)旋转蒸发浓缩：取萃取液置于圆底烧瓶中，在40℃条件下用旋转蒸发仪旋蒸至约1 mL，加入1 mL乙腈再次旋蒸至约1 mL，重复加入1 mL乙腈3次，将萃取剂完全转化为乙腈，经硅酸镁固相萃取柱净化后待测。

4)水浴氮吹：开启氮气，设置水浴氮吹温度分别为30，40，50℃，将提取液吹扫浓缩至1 mL，加入5 mL正己烷并浓缩至约1 mL，重复此浓缩过程3次，使溶剂完全转化为正己烷，经硅酸镁固相萃取柱净化后待测。

5)SPE柱净化：将浓缩液用硅胶柱或硅酸镁固相萃取柱进行净化。将1 mL提取液加入净化柱，用25 mL体积比为1∶1的正己烷、二氯甲烷溶液洗脱，收集洗脱液，氮吹浓缩至1.0 mL，加入3 mL乙腈浓缩至1.0 mL以下待测。

1.4 HPLC分析条件

ZORBAX Eclipse PAH色谱柱(5 mm，4.6 mm×250 mm)，柱流速1.20 mL/min，柱温箱温度35℃，进样量10 μL；乙腈和水梯度洗脱，荧光检测器(RF-10AXL型)扫描波长见表2。

表2 洗脱时间及荧光检测器检测波长

2 结果与讨论

2.1 快速溶剂萃取温度优化

考察不同萃取温度条件下土壤中16种PAHs的回收率，判断萃取温度对萃取效率的影响，实验中选取萃取温度为100，110，120℃，实验结果见图1。

图1 萃取温度对各PAHs回收率的影响

由图1可见，萃取温度对低环芳烃萃取效果影响大于高环芳烃，高环芳烃在100～120℃的回收率变化不大，但是2～3环的低环芳烃的萃取效果随萃取温度的变化较为明显。由整体数据对比得出，在萃取温度为120℃时，各PAHs的回收率达到最高，为67.4%～109.1%，故在后续实验中选取萃取温度为120℃。

2.2 快速溶剂萃取时间优化

考察不同萃取时间条件下土壤中16种PAHs的回收率，判断萃取时间对萃取效率的影响，实验中选取萃取时间为12，16，20 min，实验结果见图2。

图2 萃取时间对各PAHs回收率的影响

由图2可见，多数PAHs回收率随着萃取时间增长先增高后降低，推断出现此现象的主要原因是萃取时间过短，部分PAHs溶解不充分，没有萃取完全，而萃取时间过长，部分PAHs又会出现损失而导致回收率降低，通过实验比对，确定快速溶剂萃取的最佳萃取时间为16 min，16种PAHs的回收率可达70.3%～110.2%。同时观察图2各PAHs回收率随萃取时间变化的情况，可知萃取时间的变化对低环数PAHs的影响较大。

2.3 快速溶剂萃取次数优化

考察不同萃取次数条件下土壤中16种PAHs的回收率，判断萃取次数对萃取效率的影响，实验中选取萃取次数分别为1，2，3次，实验结果见图3。

图3 萃取次数对各PAHs回收率的影响

由图3可见，各PAHs的回收率随萃取次数的增加而增加，当萃取次数达到两次后，再继续增加萃取次数，PAHs的回收率增加不显著，推断当萃取次数达到两次后萃取效果已比较完全，结合经济成本及环保性，确定快速溶剂萃取次数为两次，在该条件下16种PAHs的回收率可达68.1%～110.4%。同时观察图3各PAHs回收率随萃取次数的变化情况，可知快速溶剂萃取次数的变化对高环数PAHs影响较大。

2.4 快速溶剂萃取与索氏抽提萃取效果对比

针对同一样品分别考察快速溶剂萃取及索氏抽提萃取后各PAHs的回收率，对比两种萃取方法的处理效果，实验结果见图4。

图4 快速溶剂萃取与索氏抽提萃取效果对比

由图4可以看出，对于大多数PAHs而言，快速溶剂萃取的回收效果更好，尤其是针对低环数的PAHs，与索氏抽提萃取相比，快速溶剂萃取样品的PHAs回收率明显提高，回收率为68.4%～109.8%，索式抽提的回收率仅为44.1%～104.1%。由此可见，与传统的索氏抽提相比，快速溶剂萃取具有萃取效果好、萃取时间短、溶剂使用量低的优点。

2.5 样品浓缩方法对比

此部分实验对旋转蒸发与水浴氮吹两种浓缩方法的效果进行了对比，实验结果见图5。

图5 样品浓缩方法对比

由图5可见，水浴氮吹处理后的样品各PAHs的回收率更高，尤其是低环数的PAHs的回收率明显高于旋转蒸发浓缩，水浴氮吹处理的样品回收率可达68.1%～110.4%，而旋转蒸发的回收率仅为54.1%～109.1%。与旋转蒸发相比，水浴氮吹浓缩适合处理液体体积少，定容体积小的样品，该浓缩方法可以实现样品无氧浓缩，具有同时处理多个样品、浓缩时间短的优点。

2.6 水浴氮吹温度条件优化

考察不同水浴氮吹温度条件下土壤中16种PAHs的回收率，判断水浴氮吹温度对萃取效率的影响，实验选取水浴氮吹温度为30，40，50℃，实验结果见图6。

图6 水浴氮吹温度对各PAHs回收率的影响

由图6可见，水浴氮吹温度主要是对低环芳烃的回收率影响较大，而高环数PAHs的回收率随氮吹温度的变化并不大。由整体数据对比得出，在水浴氮吹温度为30，40℃时，各PAHs的回收率相近，回收率为68.3%～110.3%，进一步提高氮吹温度，部分低环芳烃的回收率会降低，50℃时回收率为68.3%～110.3%。综合考虑回收效果以及实验时长，后续实验中选取水浴氮吹温度为40℃。

2.7 固相萃取柱类型优化

比较了硅酸镁固相萃取柱及硅胶固相萃取柱(填料均为1 g)对萃取效率的影响，结果见图7。

图7 固相萃取柱对PAHs回收率的影响

水浴氮吹浓缩后的样品经硅胶柱净化后PAHs的回收率在62.1%～104.3%，而经硅酸镁固相萃取柱处理回收率更高，为68.1%～110.4%，故选择硅酸镁固相萃取柱作为净化固相萃取柱更为适合。

2.8 方法学验证

2.8.1 空白实验

使用20～50目的石英砂，在400℃马弗炉中烘烤4 h，放置至室温后，采用体积比1∶1的丙酮、正己烷溶液超声洗涤，烘干后密封保存备用。经过前文优化条件后的快速溶剂萃取-水浴氮吹-硅酸镁固相萃取柱净化预处理步骤后，上机检测，检测结果均小于方法检出限。

2.8.2 标准曲线制作

采用曼哈格PAH-Mix16的16种PAHs混标，百灵威5种内标，替代物两种。分别移取适量的PAHs标准物质、替代物中间液，使用体积比1∶1的丙酮、正己烷溶液定容，使得PAHs及替代物的质量浓度分别为0.6，1.0，2.0，5.0，8.0，10.0 mg/L，内标的质量浓度为5.0 mg/L，绘制的标准曲线见表3。

表3 标准曲线的线性方程及相关系数

2.8.3 方法回收率、相对标准偏差及替代物回收率

使用国际实验室能力验证机构(ERA)土壤质控样品，加入替代物，使用加压流体萃取法，硅酸镁小柱净化后，使用氮吹仪浓缩后定容至1 mL，上机检测，连续9次进样，计算16种PAHs的平均回收率、相对标准偏差，结果见表4。计算替代物回收率及相对标准偏差，结果见表5。

表4 方法回收率、相对标准偏差 %

表5 替代物回收率及相对标准偏差 %

由表4、表5可知，各目标物检测值均在参考值范围内，相对标准偏差为 0.69%～11.8%，均小于30%，目标物回收率为72.66%～113.90%，替代物的加标回收率为69.25%，108.63%，均满足HJ 784—2016《土壤和沉积物多环芳烃的测定高效液相色谱法》中“各组分加标回收率在50%～120%之间，替代物加标回收率在60%～120%之间”的要求，可用于实际土壤样品中PAHs的检测。

2.8.4 方法检出限及测定下限

按照前文优化后样品分析的全部步骤，对含量为估计检出限2～5倍的样品进行7次平行测定，计算7次平行测定的相对标准偏差，计算检出限，4倍检出限为测定下限，检出限及测定下限分别为：0.21～0.47 μg/kg，0.84～1.88 μg/kg，具体计算结果见表6。

表6 方法检出限及测定下限 μg/kg

3 结 论

建立了快速溶剂萃取-水浴氮吹-高效液相色谱法检测土壤样品中16种PAHs的方法，通过对萃取过程、浓缩过程及净化过程的对比优化，得到如下结论。

1)快速溶剂萃取、水浴氮吹、硅酸镁固相萃取柱净化相较于索氏抽提、旋转蒸发、硅胶固相萃取有着更为良好的处理效果。

2) 经条件优化实验确定最佳处理条件为：萃取温度120℃，静态萃取时间16 min，萃取次数两次，水浴氮吹温度40℃，氮吹后浓缩液经硅酸镁固相萃取柱净化。

3)采用优化的实验方法进行加标实验，目标物回收率高，可达72.66%～113.90%，相对标准偏差为0.69%～11.8%，该方法适合实际土壤样品中PAHs的检测。