超聲提取-氣相色譜-質(zhì)譜法測定本草香中16種顆粒態(tài)多環(huán)芳烴含量及其排放特征分析

蔡美貞

(國家燃香類產(chǎn)品質(zhì)量監(jiān)督檢驗中心(福建), 福建 泉州 362600)

本草香是以中草藥粉末為原料,遵循中醫(yī)方劑學(xué)“君、臣、佐、使”的原則進行配伍、炮制,同時加以植物粘合劑制成的香品[1,2]。本草香點燃后釋放的煙氣通過口、鼻、皮膚接觸等途徑對人起到調(diào)節(jié)功效,但同時也會產(chǎn)生顆粒物、一氧化碳等環(huán)境污染物[3]。多環(huán)芳烴(PAHs)是一類由2個或2個以上芳香環(huán)組成的有機物,易在顆粒物上富集,通過呼吸系統(tǒng)進入人體。其中,被美國環(huán)境保護署(USEPA)列為優(yōu)先控制的16種PAHs因其具有致癌性、生物難降解性和累積性而備受關(guān)注[4-6]。目前,PAHs的檢測對象主要集中在土壤、水、食品和空氣等[7],針對香品燃燒產(chǎn)生PAHs的含量測定的研究報道十分有限。已有的研究主要對象為竹簽香,竹簽香多用于寺廟、佛堂等場所,而本草香主要用于居室,與人們?nèi)粘Ｉ罡鼮橄嚓P(guān)。因此,研究本草香顆粒態(tài)PAHs對人體健康和環(huán)境安全的影響十分必要。

本文采用超聲提取-氣相色譜-質(zhì)譜法，建立了測定本草香中16種顆粒態(tài)多環(huán)芳烴的高靈敏分析方法。該方法所需樣品量少,樣品提取和制備簡單,具有較高的準確度和靈敏性。

1 實驗部分

1.1 儀器、試劑與材料

7890B-5977B氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(EI源,美國Agilent公司); KQ-500DE超聲波清洗器(昆山市超聲儀器有限公司); RE-52AA旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀(上海亞榮生化儀器廠); 81.2 L自制試驗艙(直徑30 cm,高度115 cm),示意圖見圖1。

圖1 試驗艙示意圖Fig. 1 Schematic diagram of test chamber

表1 樣品信息

16種多環(huán)芳烴混合標(biāo)準溶液、5種多環(huán)芳烴同位素內(nèi)標(biāo)混合標(biāo)準溶液質(zhì)量濃度均為2 000 mg/L,購自美國O2si公司;石英濾膜(直徑37 mm)、聚四氟乙烯過濾器(孔徑0.45 μm)均購自英國Whatman公司;二氯甲烷、正己烷均為色譜純,購自德國CNW公司。

選取市售的5種本草香作為研究對象,分別編號為S1～S5,具體樣品信息見表1。

1.2 實驗方法

1.2.1標(biāo)準工作溶液的配制

以正己烷為溶劑,將16種PAHs混合標(biāo)準溶液稀釋成50 μg/mL的標(biāo)準儲備液;5種PAHs同位素內(nèi)標(biāo)混合標(biāo)準溶液稀釋成50 μg/mL的內(nèi)標(biāo)使用液。采用正己烷稀釋標(biāo)準儲備液,制備質(zhì)量濃度為0.1～5.0 μg/mL的PAHs系列標(biāo)準工作溶液,待用。

1.2.2樣品采集

采樣前,擦拭艙內(nèi)表面并通風(fēng)10 min以上,以降低艙內(nèi)本底干擾。取0.8 g(精確至0.001 g)樣品點燃后開啟采樣儀,采集流量為10 L/min,燃燒結(jié)束后繼續(xù)采集20 min。石英濾膜使用前需置于450 ℃馬弗爐中焙燒4 h,降低有機雜質(zhì)的干擾;采樣結(jié)束后,經(jīng)24 h恒溫干燥后稱重,記錄采樣前后濾膜重量。

1.2.3樣品前處理

將采樣后的石英濾膜剪成小塊,裝入樣品瓶中,加入10 mL正己烷-二氯甲烷(1∶1, v/v)超聲萃取30 min,將提取液轉(zhuǎn)移到50 mL圓底燒瓶中,重復(fù)上述步驟一次并合并提取液。于33 ℃旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至1 mL左右,加入5 mL正己烷,繼續(xù)濃縮至1 mL以下,加入8 μL 50 μg/mL的內(nèi)標(biāo)使用液,用正己烷定容至1 mL,過濾器將濾液過濾至樣品瓶。

1.2.4色譜-質(zhì)譜條件及分析

色譜柱:HP-5MS毛細管柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm);進樣口溫度:290 ℃;流速:1.2 mL/min;進樣量:1 μL;進樣方式:不分流進樣;柱溫升溫程序:50 ℃保持5 min,以10 ℃/min速率升到260 ℃,再以6 ℃/min速率升到300 ℃,保持6 min。

離子源溫度:230 ℃;傳輸線溫度:280 ℃;四極桿溫度:150 ℃;測定模式:選擇離子監(jiān)測模式;溶劑延遲時間:11 min;根據(jù)PAHs的相對保留時間和特征離子定性,根據(jù)定量離子峰面積采用內(nèi)標(biāo)法定量,見表2。

通過GC-MS分析得到的PAHs質(zhì)量和燃燒質(zhì)量計算本草香顆粒態(tài)PAHs的排放因子(F,μg/g),計算公式如下：

F=ρV/m

(1)

式中,ρ為目標(biāo)物的質(zhì)量濃度(μg/mL);V為樣品的濃縮體積(mL);m為樣品的燃燒質(zhì)量(g)。

表2 16種多環(huán)芳烴和5種內(nèi)標(biāo)的GC-MS參數(shù)

圖2 不同提取溶劑對本草香中16種顆粒態(tài)PAHs回收率的影響Fig. 2 Effect of different solvents on the recoveries of the 16 particle-phase PAHs in herbal incenseDCM: dichloromethane.

圖3 超聲時間對本草香16種顆粒態(tài)PAHs回收率的影響Fig. 3 Effect of ultrasonic time on the recoveries of the 16 particle-phase PAHs in herbal incense

2 結(jié)果與討論

2.1 提取溶劑的選擇

PAHs是非極性物質(zhì),通常采用正己烷、二氯甲烷、丙酮或混合溶劑等進行提取[7,9]。本文采用正己烷、二氯甲烷、正己烷-二氯甲烷(1∶1, v/v)考察其對PAHs提取效率的影響。結(jié)果如圖2所示,正己烷-二氯甲烷(1∶1, v/v)、正己烷和二氯甲烷提取目標(biāo)化合物的回收率分別為87.4%～102.2%、73.4%～115.5%和71.1%～103.3%。與正己烷、二氯甲烷提取體系的回收率相比,正己烷-二氯甲烷(1∶1, v/v)的回收率更高。因此,本文選擇正己烷-二氯甲烷(1∶1, v/v)作為提取溶劑。

2.2 提取時間的選擇

以正己烷-二氯甲烷(1∶1, v/v)為提取溶劑,考察不同超聲時間(15、30、45 min)對PAHs提取效率的影響。結(jié)果如圖3所示,超聲時間15 min的目標(biāo)化合物回收率為45.3%～109.8%, 8個化合物回收率小于80%;超聲時間30 min的目標(biāo)化合物回收率為73.8%～104.1%,只有Nap和AcP的回收率低于80%;超聲時間45 min的目標(biāo)化合物回收率為70.4%～114.9%,除了Nap、AcP之外,還有BkF和BghiP共4個化合物回收率低于80%。除了AcP、Ant、BaA、DBA 4個化合物的回收率在45 min時略高于30 min,其余目標(biāo)化合物的提取效率在30 min達到最佳。因此綜合考慮16種PAHs的提取效率,本文選擇超聲時間為30 min。

2.3 方法學(xué)評價

在優(yōu)化條件下,配制0.1、0.2、0.5、1.0、2.0、5.0 μg/mL的系列混合標(biāo)準工作液,以峰面積(y)為縱坐標(biāo),質(zhì)量濃度(x, μg/mL)為橫坐標(biāo),繪制標(biāo)準曲線。16種PAHs在0.1～5.0 μg/mL范圍內(nèi)線性良好,相關(guān)系數(shù)(r2)均≥0.998。平行測定11份空白加標(biāo)(100 ng/mL)樣品,計算11次結(jié)果的標(biāo)準偏差(S)。方法檢出限(MDL)=t(n-1, 0.99)×S,式中n為平行測定的次數(shù);t(n-1, 0.99)為自由度為n-1、置信度為0.99時的t分布值(單側(cè)),參考HJ 168-2010[10]，當(dāng)n=11時,t(n-1, 0.99)為2.764,通過計算，16種PAHs的MDL為0.4～3.8 ng/g。取一個樣品分別進行2個水平的加標(biāo)回收試驗,重復(fù)3次,并分別測定6份低水平的加標(biāo)樣品,計算相對標(biāo)準偏差(RSD)。除了Nap和AcP的低水平回收率低于80%外,其余14種PAHs的回收率為82.0%～101.3%, RSD為0.7%～7.2%,結(jié)果見表3。

表3 16種PAHs的回歸方程、相關(guān)系數(shù)、方法檢出限、回收率和相對標(biāo)準偏差

2.4 本草香顆粒態(tài)PAHs的排放因子

應(yīng)用本方法對5種市售本草香燃燒后顆粒物中16種PAHs進行測定,5個樣品的顆粒態(tài)PAHs排放因子為4.60～11.89 μg/g,其中S2的PAHs排放因子最大,為11.89 μg/g, S3的PAHs排放因子最小,為4.60 μg/g, S2的PAHs排放因子是S3的2.6倍(見表4)。張劍輝等[11]測得兩種竹簽香的顆粒態(tài)PAHs排放因子分別為10.52 μg/g和13.79 μg/g; Yang等[12]測得9種竹簽香的顆粒態(tài)PAHs排放因子為4.5～6.9 μg/g;張金萍等[13]對線香和竹簽香燃燒釋放的PM10中PAHs進行檢測，得到排放因子為0.79～3.44 μg/g,線香的排放因子大于竹簽香;Yang等[14]對有煙、微煙和無煙竹簽香測得PM2.5中PAHs的排放因子分別為8.78、3.54和1.85 μg/g。雖然這些報道研究了燃香不同顆粒物粒徑上PAHs的排放因子,但燃香燃燒釋放的顆粒物中,95%以上的顆粒物粒徑小于1.0 μm[12]。因此,PM2.5和PM10中PAHs的排放因子與總懸浮顆粒物(TSP)中PAHs的含量相差較小。綜上,本文5種本草香中顆粒態(tài)PAHs的排放因子雖然相差略大,但總體與已報道的數(shù)值相符。而有些竹簽香顆粒態(tài)PAHs排放因子較低,可能是因為制香過程中添加香精、碳粉和滑石粉等,減少了天然香料含量的使用,從而降低了TSP及其吸附的PAHs的釋放量。值得注意的是,S2燃燒前后質(zhì)量損失率最低(78.0%),但PAHs排放因子最大,這可能是不同香品中原材料和配比的差異性造成的,因為香品中低的碳含量會減少顆粒態(tài)PAHs的排放因子[12,15]。

表4 本草香顆粒態(tài)PAHs的排放因子

表5 不同室內(nèi)燃燒源中16種PAHs的含量百分比

2.5 本草香顆粒態(tài)PAHs的分布特征

16種PAHs化合物致癌性存在差異,明確本草香顆粒態(tài)PAHs的分布特征,可以在燃香對人體的健康危害和環(huán)境的減排控制方面起到重要參考作用[15,16]。從表5可以看出,在16種PAHs中,Phe的含量在5種本草香中均為最高,所占比例為24.85%～42.59%,其中S4中比例最高,為42.59%。其次為Flu、Pyr、Chr和Ant,這5種個體PAHs在16種PAHs中占比之和為73.00%～89.97%,本結(jié)果與張金萍等[13]的結(jié)論接近,也符合Phe、Flu、Pyr作為木材燃燒標(biāo)識物的報道[19]。除了AcP在5個樣品中均未檢出之外,其余15種PAHs在5個樣品均有檢出或部分檢出。強致癌的BaP在樣品中均有檢出,占比為1.60%～3.85%,不同室內(nèi)燃燒源的BaP含量在16種PAHs占比均靠中。在室內(nèi)不同燃燒源中薪柴和燃香的Phe含量占比都是最高的,但與薪柴相比,燃香中Phe含量具有明顯優(yōu)勢,且占比均大于25.0%,高于其他室內(nèi)燃燒源,說明Phe在燃香釋放的顆粒態(tài)PAHs中含量高且相對穩(wěn)定,可作為燃香的顆粒態(tài)特征PAH。

隨著芳香環(huán)數(shù)和相對分子質(zhì)量的增加,PAHs的性質(zhì)和結(jié)構(gòu)也會變化[20]。將16種PAHs按所含芳香環(huán)數(shù)進行分類,分為2環(huán)(Nap)、3環(huán)(AcPy, AcP, Fluo, Phe, Ant)、4環(huán)(Flu, Pyr, BaA, Chr)、5環(huán)(BbF, BkF, BaP, DBA)和6環(huán)(InP, BghiP)。5種本草香顆粒態(tài)PAHs環(huán)數(shù)中,3環(huán)和4環(huán)占主導(dǎo),3環(huán)和4環(huán)占比之和為83.84%～96.31%。其中,S2的3環(huán)占比最高為55.75%, 4環(huán)占比最低為39.95%。S5的4環(huán)占比最高為47.67%, 3環(huán)占比最低為36.17%。其中,2～3環(huán)的PAHs被認為相對分子質(zhì)量較低(LMW), 4～6環(huán)被認為相對分子質(zhì)量較高(HMW),一般HMW PAHs的致癌性會高于LMW,但2環(huán)的Nap對人的致癌性比一些HMW PAHs還高[16,21]。本文中,HMW PAHs占比為44.25%～63.31%, LMW PAHs占比為36.69%～55.75%, S5的顆粒態(tài)HMW PAHs釋放量最高。2環(huán)的Nap只在S5中有檢出,且占比僅為0.52%,這是因為2環(huán)主要存在于氣相中,結(jié)果見圖4。

由上可知，本草香顆粒態(tài)PAHs中Phe、Flu、Pyr、Chr、Ant是主要個體，其中Phe是本草香的顆粒態(tài)特征PAH，分布在3環(huán)和4環(huán)上。

圖4 本草香顆粒態(tài)PAHs的環(huán)數(shù)分布Fig. 4 Ring number distribution of particle-phase PAHs of herbal incense

2.6 本草香顆粒態(tài)PAHs的特征比值

PAHs異構(gòu)體的濃度比值相對比較穩(wěn)定,常被作為特征比值用于判斷PAHs的釋放源[22]。本文將不同燃香種類和其他室內(nèi)燃燒源的排放比值進行對比,判斷屬于燃香釋放源的特征比值,結(jié)果見表6。Flu/(Flu+Pyr)、InP/(InP+BghiP)、BaA/(BaA+Chr)和Ant/(Ant+Phe)具有較好的穩(wěn)定性被廣泛用于釋放源的定性辨別[23,24],本草香的4個特征比值分別是0.58、0.88、0.29、0.19, Flu/(Flu+Pyr)的比值在不同室內(nèi)燃燒源中相似;InP/(InP+BghiP)均大于0.5,本草香與張劍鋒等[11]報道的蚊香和香煙數(shù)值更接近;BaA/(BaA+Chr)的比值在不同室內(nèi)燃燒源差別較大;本草香Ant/(Ant+Phe)比值與張金萍等[13]報道的香品、段升飛等[17]的木材和張宜升等[18]的煤炭數(shù)值接近。因此,當(dāng)室內(nèi)存在多個燃燒源時,無法從這4個特征比值區(qū)分出燃香源。張金萍等[13]通過Phe/Ant和Pyr/BaP比值來區(qū)分木材和燃香源,本草香中這兩個比值分別為4.48、4.72,木材分別為5.67、3.04, Phe/Ant比值雖然可以區(qū)分燃香和木材、蚊香、香煙、秸稈,但比值在不同燃香種類中相差較大,且張金萍等[13]報道的線香比值與煤炭接近;本草香和線香的Pyr/BaP比值接近且高于其他室內(nèi)燃燒源,但張金萍等[13]報道的竹簽香比值明顯小于本草香和線香,且與木材比值相似。通過Phe/Ant和Pyr/BaP比值也無法有效判斷燃香源。本文引入Phe/Flu比值，發(fā)現(xiàn)本草香、線香和竹簽香的比值均接近2.00,且明顯區(qū)別于其他室內(nèi)燃燒源，因此可以通過Phe/Flu比值區(qū)分燃香源與其他室內(nèi)燃燒源。但本草香和其他燃香種類主要成分的來源差異小,因此難以用特征比值來區(qū)分。同時，燃燒條件以及PAHs排放到環(huán)境后存在轉(zhuǎn)化行為等均會影響特征比值，而且本實驗燃香樣本數(shù)有限，因此以上結(jié)論還需進一步研究。

表6 本草香顆粒態(tài)PAHs的特征比值

3 結(jié)論

本研究通過對本草香燃燒后采集的顆粒物進行超聲萃取,對萃取過程中的相關(guān)參數(shù)進行優(yōu)化,萃取液經(jīng)濃縮定容過濾后采用GC-MS對16種PAHs進行分析,建立了一種快速檢測燃香類產(chǎn)品16種顆粒態(tài)PAHs的分析方法。該方法前處理簡單,只需要有機溶劑萃取和濾膜過濾,具有快速簡便、準確度高和精密度好的優(yōu)點。同時,對本草香16種顆粒態(tài)PAHs的分布特征進行分析,了解了本草香顆粒態(tài)的PAHs分布規(guī)律和對人體潛在的健康危害。對比不同燃香種類和其他室內(nèi)燃燒源的排放比值,確定了燃香釋放源的特征比值。將該分析方法進一步擴展,可以為其他燃香種類的PAHs研究提供參考,為燃香的質(zhì)量控制提供科學(xué)數(shù)據(jù)。