气相色谱(Agilent 6890)-三重四极杆串联质谱(Waters Micromass Quattro),配备DB-5MS色谱柱(30 m×0.25 mm×0.25 μ m); DIONEX 200快速溶剂萃取装置(accelerated solvent extraction,ASE),配备12位100 mL萃取池。

16种多环芳烃混合标准样品(200 mg/L)购自Accustandard(美国),5种氘代多环芳烃混合标准样品(200 mg/L)购自Dr. Ehrenstorfer(德国),六甲基苯与m-三联苯购自Accustandard(美国),色谱纯有机溶剂正己烷、二氯甲烷与甲醇购自Honeywell(美国),硅胶、中性氧化铝、XAD2树脂(Amberlite)和聚氨酯泡沫(polyurethane foam,PUF)购自Sigma(美国),0.4 μ m石英滤膜购自Whatman(英国)。

采用大流量环境空气采样器(Echo Hivol)在采样点连续采集3天的环境空气样品,每天采集18 h以上,采样体积800 m³以上。采用石英滤膜收集颗粒物,采用PUF和XAD2树脂收集气溶胶。文献^{[12, 13]}报道使用ASE装置可以有效地降低PUF和树脂材料中PAHs的背景值,本研究结合实验室的实际条件,对ASE净化PUF和树脂的方法进行了优化,优化后的条件如下:甲醇、二氯甲烷和正己烷用作萃取溶剂,每种溶剂萃取两个循环。在每个循环中,萃取温度120 ℃,压力10.3 MPa,静态时间5 min,溶剂冲洗体积为60% ,吹扫时间60 s。树脂和PUF完成ASE清洗后分别采用旋转蒸发和真空干燥的方式进行干燥处理。PUF和用铝箔密封后的树脂均放入定制的铁皮罐中密闭保存。石英滤膜于马弗炉中450 ℃高温灼烧4 h后,用铝箔包好放入封口袋中密封保存。

样品采集后于24 h内送回实验室,-20 ℃保存直至样品前处理。

多环芳烃的萃取、净化和浓缩方法采用目前使用较为广泛的方法:用索氏抽提方法萃取样品中的PAHs,添加回收率指示物后,选择萃取溶剂为二氯甲烷,萃取时间为48 h。萃取完成后,选择旋转蒸发作为初步浓缩的方法。选择中性硅胶(5 g)和中性氧化铝(5 g)作为柱层析材料,浓缩后的样品上样到层析柱中后用15 mL正己烷、70 mL正己烷-二氯甲烷(7 ∶ 3,v/v)淋洗层析柱,收集淋洗液。淋洗液经旋转蒸发浓缩后,用柔和氮气吹至0.2 mL左右,添加进样内标,上机待测。样品的定量分析中采用同位素内标稀释法,其中5种氘代PAHs作为回收率指示物,六甲基苯和m-三联苯作为进样内标。

采用气相色谱-三重四极杆串联质谱作为检测仪器,并采用气相色谱-质谱联用仪作为对照。色谱条件如下：色谱柱为DB-5MS(30 m×0.25 mm×0.25 μ m),进样口温度280 ℃,载气为高纯氦气,流速1 mL/min,不分流进样,进样体积1 μ L。升温程序:70 ℃保持2 min; 15 ℃/min 升到180 ℃,保持2 min; 5 ℃/min 升到260 ℃,保持2 min; 3 ℃/min 升到300 ℃,保持6 min。质谱采用电子轰击离子源(EI),多反应监测(MRM)模式和选择离子扫描(SIM)模式扫描,碰撞气为高纯氩气。GC-MS和GC-MS/MS检测的质谱条件见表1。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表 1 检测多环芳烃的GC-MS和GC-MS/MS参数 Table 1 GC-MS and GC-MS/MS parameters of PAHs determination Compound GC-MS Quantitative ion (m/z) Qualitative ions (m/z) GC-MS/MS Transition 1 (m/z) Collision energy 1/eV Transition 2 (m/z) Collision energy 2/eV Naphthalene 128 127,78 128＞102 15 128＞78 15 Acenaphthylene 152 151,76 152＞150 25 152＞126 30 Acenaphthene 154 152,76 153＞152 15 153＞126 35 Fluorene 166 164,139 166＞165 10 166＞139 30 Phenanthrene 178 152,89 178＞176 25 178＞152 15 Anthracene 178 152,89 178＞176 25 178＞152 15 Fluoranthene 202 200,101 202＞200 30 202＞150 50 Pyrene 202 200,101 202＞200 30 202＞150 50 Benz[a]anthracene 228 226,114 228＞226 30 228＞224 50 Chrysene 228 226,114 228＞226 30 228＞224 50 Benzo[b]fluoranthene 252 250,126 252＞250 30 252＞224 50 Benzo[k]fluoranthene 252 250,126 252＞250 30 252＞224 50 Benzo[a]pyrene 252 250,126 252＞250 35 252＞224 50 Indeno[1,2,3-cd]pyrene 276 274,138 276＞274 40 276＞272 55 Dibenz[a,h]anthracene 278 276,139 278＞274 55 278＞278 50 Benzo[g,h,i]perylene 276 274,138 276＞274 40 276＞272 55 Naphthalene-d8 136 134,108 136＞108 15 136＞84 15 Acenaphthene-d10 164 162 162＞160 15 162＞132 35 Phenanthrene-d10 188 184 188＞184 25 188＞160 15 Benz[a]anthracene-d12 240 228 240＞236 30 240＞232 50 Perylene-d12 264 260 264＞259 50 264＞260 30 Hexamethyl benzene 147 162 162＞147 12 147＞77 30 m-Terphenyl 230 202 230＞228 35 230＞202 45

表 1 检测多环芳烃的GC-MS和GC-MS/MS参数 Table 1 GC-MS and GC-MS/MS parameters of PAHs determination

针对环境空气样品中持久性有机污染物的分析,通常采用大流量采样器作为样品采集手段,而在PAHs样品的采集中,通常会联合使用滤膜和PUF作为吸附材料,这也是一种在华南地区开展的其他研究中被证明有效的手段^{[14, 15, 16, 17]}。国外的很多研究者认为使用树脂材料(XAD2等)可以有效地提高环境空气样品中低环数PAHs的采集效率^{[12, 18, 19]}。因此,本研究同时使用了滤膜、PUF和XAD2树脂。

GC-MS/MS和GC-MS分析样品中的多环芳烃时,灵敏度、选择性和定量结果等方面都存在差异,之前的很多文献^{[4, 5, 20, 21, 22]}报道了三重四极杆质谱在灵敏度方面的优异性能。本文通过对环境空气样品中PAHs的检测,比较这两种仪器在灵敏度和选择性上的差异,并讨论了利用同位素稀释法对PAHs进行定量时GC-MS/MS和GC-MS的准确性。

2.2.1 灵敏度的差异

三重四极杆串联质谱检测PAHs的主要优势在于PAHs分子在碰撞室中剧烈碰撞并断裂,生成特定的碎片离子,从而导致仪器信噪比的显著提升。因此,GC-MS/MS检测PAHs时的灵敏度优于GC-MS。图1给出了这两种仪器检测苯并[a]芘时的信噪比,可以看出GC-MS/MS在提高PAHs样品检测灵敏度方面的优异性。

图1

Fig. 1

图 1 (a) GC-MS/MS (MRM)和(b)GC-MS (SIM) 检测苯并[a]芘的信噪比 Fig. 1 Signal/noise ratios of benzo[a]pyrene with (a) GC-MS/MS (MRM) and (b) GC-MS (SIM) Mass concentration of benzo[a]pyrene: 0.5 μ g/L.

GC-MS/MS和GC-MS检测多环芳烃时,以每种化合物的3倍信噪比和10倍信噪比确定方法检出限和定量限。GC-MS/MS检出限为0.01～0.15 μ g/L,定量限为0.03～1.5 μ g/L; GC-MS检出限为0.1～0.8 μ g/L,定量限为0.3～3.5 μ g/L。可以看出GC-MS/MS的灵敏度优于GC-MS。

另外,在检测环境空气样品时还发现了GC-MS/MS在检测PAHs同分异构体(和苯并[a]蒽)时具有更好的色谱分离效果(见图2),这可能是由于其具有优异的灵敏度和选择性。

图2

Fig. 2

图 2 (a) GC-MS/MS (MRM)和(b) GC-MS (SIM) 检测某空气样品中的蒽和的色谱图 Fig. 2 Chromatograms of benzo[a]anthracene and chrysene in an air sample with (a) GC-MS/MS (MRM) and (b) GC-MS (SIM)

2.2.2 选择性的差异

检测环境样品中的PAHs时,各种杂质都有可能干扰PAHs、氘代PAHs以及进样内标的检测。本研究通过对环境空气样品的分析,比较GC-MS/MS和GC-MS对不同目标化合物的选择性差异。从图3可以看出,在检测环境空气样品中的PAHs单体菲时,GC-MS/MS的色谱干扰明显小于GC-MS。

图3

Fig. 3

图 3 (a) GC-MS/MS (MRM)和(b) GC-MS (SIM) 检测某空气样品中的菲的色谱图 Fig. 3 Chromatograms of phenanthrene in an air sample with (a) GC-MS/MS (MRM) and (b) GC-MS (SIM)

环境样品PAHs的定量分析中,六甲基苯作为进样内标被广泛使用^{[23, 24, 25, 26]},然而本研究发现,在检测受石化企业污染的环境空气样品中的PAHs时,六甲基苯作为进样内标存在缺陷。使用GC-MS检测时,标准曲线中六甲基苯的色谱响应值(8.30×10³)要远远低于空气样品中的响应值(1.37×10⁶),甚至低于那些尚未添加六甲基苯的样品。通过对其质谱图的分析,研究了这一现象产生的原因。

利用质谱检测六甲基苯时,m/z 147离子有较高的色谱响应值,通常被选为定量离子,而m/z 162的离子因其较弱的色谱响应通常被选为辅助定性离子(见图4)。对于未添加六甲基苯的空气样品,用GC-MS检测时质谱图中存在m/z 147峰,而m/z 162峰则不存在。证明空气样品中的某种产生m/z 147峰的杂质在气相色谱中存在与六甲基苯共溢出的现象,从而干扰了六甲基苯的定量分析结果。本研究尝试了不同的柱层析净化材料,如碱性硅胶、佛罗里硅土等,均未能成功去除这种干扰物质。考虑到这种杂质没有m/z 162峰,因此可以用两种方法来排除干扰。第一,选择m/z 162作为定量离子,然而由于色谱响应较弱,最终导致标准曲线的线性变差;第二,利用GC-MS/MS优异的选择性排除干扰,因其可以同时检测m/z 162及其碎片离子m/z 147,成功地解决了这一问题(见图5)；对于未添加进样内标六甲基苯的空气样品,其色谱图中并无m/z 162＞147这一离子对的存在。

图4

Fig. 4

图 4 (a)六甲基苯标准品和(b)空气样品的质谱图 Fig. 4 Mass spectra of (a) hexamethyl benzene standard and (b) an air sample

图5

Fig. 5

图 5 GC-MS/MS(MRM)检测(a)添加与(b)未添加六甲基苯的空气样品的色谱图 Fig. 5 Chromatograms of an air sample (a) with and (b) without the addition of hexamethyl benzene by GC-MS/MS (MRM)

同时发现利用GC-MS检测空气样品时,另一进样内标m-三联苯并未受到杂质的干扰。因此,在没有GC-MS/MS检测设备的情况下,选择m-三联苯代替六甲基苯作为进样内标也可以解决这一问题。

2.2.3 定量结果的差异

Krahmer等^[27]于1999年检测胞壁酸(muramic acid)时,报道了三重四极杆串联质谱具有最佳的定量准确性,然而这之后并未见对GC-MS/MS定量性能的进一步研究。本研究比较了不同检测方法(GC-MS/MS和GC-MS)对相同空气样品的定量结果,发现使用GC-MS检测空气样品时,六甲基苯受到了样品中共溢出杂质的严重干扰,这一现象在检测氘代PAHs时也存在。从图6中可以看出,使用GC-MS检测标准品中的氘代菲时,其色谱响应值(2.34×10³)低于空气样品中氘代菲的响应值(1.01×10⁵)。推测与六甲基苯的情况类似,空气样品中的某种色谱共溢出杂质干扰了GC-MS检测氘代菲的结果。而且,GC-MS检测这一环境样品时,氘代菲的加标回收率(313% )高于GC-MS/MS的检测结果(81.3% ),进一步证明了这种杂质干扰的存在。利用同位素稀释法分析样品中的PAHs时,菲、蒽、荧蒽和芘的分析结果均通过氘代菲的回收率进行校准,因此,对氘代菲检测的干扰会严重影响这4种化合物定量结果的准确性。表2中比较了GC-MS和GC-MS/MS检测部分空气样品中菲、蒽、荧蒽和芘的定量结果。可以看出,GC-MS检测氘代菲的回收率均高于100% ,显著高于GC-MS/MS,对4种PAHs单体的分析结果偏低;GC-MS/MS检测氘代菲时有效地排除了杂质的干扰,其检测结果中氘代菲的回收率也更为合理,因此GC-MS/MS对菲、蒽、荧蒽和芘的定量分析结果更准确。样品1和样品2是采自同一点的平行样,GC-MS对二者检测结果的差值也要明显高于GC-MS/MS,进一步证明了GC-MS/MS在定量分析方面的优异性能。

图6

Fig. 6

图 6 GC-MS检测(a)标准品与(b)空气样品中氘代菲的色谱图 Fig. 6 Chromatograms of phenanthrene-d8 in (a) a standard sample and (b) an air sample with GC-MS

表2

Table 2

表2(Table 2)

表 2 GC-MS和GC-MS/MS检测空气样品的结果 Table 2 Results of the air samples with GC-MS and GC-MS/MS Sample No. GC-MS Contents/(ng/m3) Phenanthrene Anthracene Fluoranthene Pyrene Recovery/% Phenanthrene-d10 GC-MS/MS Contents/(ng/m3) Phenanthrene Anthracene Fluoranthene Pyrene Recovery/% Phenanthrene- d10 1 16.0 2.17 4.35 2.01 267 50.6 8.70 14.3 10.7 81.3 2 9.48 1.17 2.14 1.04 390 48.1 7.30 12.0 11.0 63.2 3 7.38 0.785 2.33 1.06 178 29.1 4.68 5.57 6.05 62.2 4 4.29 0.311 1.50 0.486 117 12.2 1.70 3.08 1.89 64.8 5 92.6 6.02 21.5 9.70 450 143 28.4 60.4 67.6 92.6 6 33.2 3.23 10.9 5.03 313 94.8 17.4 31.8 29.0 83.1

表 2 GC-MS和GC-MS/MS检测空气样品的结果 Table 2 Results of the air samples with GC-MS and GC-MS/MS

综上所述,相比GC-MS/MS,GC-MS在检测环境空气样品中的PAHs尤其是氘代菲和六甲基苯时,检测结果受到了杂质的干扰,而这种情况尚未见报道。这可能是由于采样点靠近大型石化厂,环境空气中的杂质来自石化厂的排放。考虑到目前学术界对石化厂周边环境空气中PAHs的研究较少,这一推论需要针对石化厂环境空气污染的进一步研究验证。

根据以上的讨论,GC-MS/MS在灵敏度、选择性和定量结果准确性方面均优于GC-MS,因此在实际样品检测中,最终选择GC-MS/MS作为检测手段,并从氘代PAHs的加标回收率、空白样品中PAHs的含量、平行样品的重现性等方面评价其有效性。

利用同位素内标法对样品中的PAHs进行定量时,标准曲线中16种PAHs的相对标准偏差范围为2.60% ～15.6% 。实际样品分析过程中,每10个样品做一次空白加标、采样双样平行、实验室空白等质控措施。实验结果表明:每个样品中5种氘代多环芳烃的回收率在55.2% ～82.3%之间,空白加标样品的回收率在98.9% ～111%之间。16种多环芳烃的采样空白范围在未检出～44.3 pg/m³之间,与实验室空白相当(未检出～36.5 pg/m³),环境空气采样空白中16种PAHs单体的浓度为实际样品浓度的0.02%左右,低于文献^{[28, 29, 30]}的结果(2% ～20% )。这证明使用ASE对PUF和XAD2树脂进行预处理,可以有效降低采样空白样品中PAHs的浓度,从而保证了最终分析结果的准确性。采样平行样品的相对标准偏差在6.50% ～18.4%之间。上述结果表明,该方法可以有效地检测出环境空气样品中PAHs的真实浓度。