土壤中多環(huán)芳烴的來源及分布[文獻綜述]

1、<p><b>　　文獻綜述</b></p><p>　　土壤中多環(huán)芳烴的來源及分布</p><p><b>　　1.前言</b></p><p>　　多環(huán)芳烴（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons 簡稱PAHs）是指含有兩個或兩個以上苯環(huán)連在一起的化合物，廣泛存在于自然界，迄今已發(fā)現(xiàn)

2、有200多種。土壤中的PAHs雖含量極少，但分布廣泛。PAHs進入土壤后，由于其低溶解性和憎水性，比較容易進入生物體內，并通過生物鏈進入生態(tài)系統(tǒng)，從而危害人類健康和整個生態(tài)系統(tǒng)的安全[1]；PAHs在土壤中具有高度的穩(wěn)定性、難降解、毒性強、具積累效應等特征而受到環(huán)境科學研究者的廣泛關注，許多國家都將其列入優(yōu)先污染物的黑名單或灰名單中。近年來國內外關于土壤多環(huán)芳烴的研究很多，主要集中在以下幾個方面：土壤多環(huán)芳烴的含量、來源、分布特征及遷移

3、轉化規(guī)律；多環(huán)芳烴的物理化學性質及其在土壤中的行為特征；環(huán)境因子與多環(huán)芳烴行為的相互關系及風險評價和管理等[2]。在我國, 受PAHs污染的土壤分布廣泛, 尤其是石化工業(yè)區(qū)、交通干道等地。隨著城市產(chǎn)業(yè)結構和布局的調整, 城市中心出現(xiàn)許多工業(yè)遺留地塊, 其中部分土壤已受到諸如PAHs的有機化學物質污染。20世紀80年代以來，我國開展了一系列有關土壤PHAs污染的研究，但與國外相比尚存在差距。本文論</p><p>

4、　　2.PAHs的結構和性質</p><p>　　2.1 PAHs的結構和理化性質</p><p>　　多環(huán)芳烴是指分子中含有兩個或兩個以上苯環(huán)的碳氫化合物。大部分多環(huán)芳烴是一些無色、白色或者淺黃綠色，并有微弱芳香味的固體物質，它們的沸點比同碳數(shù)目的正構鏈烷要高，具有疏水性強、辛醇-水分配系數(shù)高、易溶于苯類芳香性溶劑中等特點。</p><p>　　多環(huán)芳烴的化學性質

5、與其結構密切相關，它們大多具有大的共軛體系，因此其溶液具有一定的熒光性，而且它們是一類惰性很強的碳氫化合物，不易降解，能穩(wěn)定地存在于環(huán)境中。當它們發(fā)生反應時，趨向保留它們的共軛環(huán)狀體系，一般多通過親電取代反應，而不是加成反應形成衍生物。</p><p>　　多環(huán)芳烴的基本單位是苯環(huán)，但在化學性質上并不全都像苯那樣。按其化學性質可分為四類：</p><p>　　(1)一些具有稠合多苯結構的化

6、合物，如三亞苯、二苯并(e,I)，芘等具有與苯相似的化學穩(wěn)定性。這說明n電子在這些多環(huán)芳烴中是和苯類似的。</p><p>　　(2)一些呈直線排列的多環(huán)芳烴，如蒽、丁省等在化學性質上要活潑得多。這一類多環(huán)芳烴進行化學反應的特點是反應常常在相當于蒽的中間苯環(huán)的相對的碳位(簡稱中蒽位)上發(fā)生。</p><p>　　(3)呈角狀排列的多環(huán)芳烴，如菲、苯并(a)蒽等，它們的反應活性總的來看要比相

7、應的直線排列的同分異構體小，它們在發(fā)生加合反應時，往往在相當于菲的中間的苯環(huán)的雙鍵部位，即菲的9,10鍵(簡稱中菲鍵)上進行。</p><p>　　(4)角狀多環(huán)芳烴的環(huán)數(shù)在四個以上的，除有較活潑的中菲鍵外，還有與直線多環(huán)芳烴類似的活潑對位——中蒽位，如苯并(a)蒽的7,12位。 </p><p>　　2.2 PAHs的其它相關特性</p><p>　　多環(huán)芳烴(

8、PAHs)是持久性有機污染物的一種, ，大部分具有較強的致癌、致畸和致突變性，容易在生物體內富集, 難以生物降解。其中持久性是指PAHs通過各種環(huán)境介質（大氣、水、生物體等）能夠長距離遷移并長期存在于環(huán)境中,進而對人類健康和環(huán)境帶來嚴重的危害?！叭隆弊饔弥付喹h(huán)芳烴類化合物具有強烈的致突變作用（mutagenesis）、致癌作用（carcinogenesis） 和致畸作用（teratogenesis）,簡稱“三致”作用。生物蓄積性是指P

9、AHs進入環(huán)境后以通過環(huán)境蓄積、生物蓄積、生物轉化或化學反應等方式損害健康和環(huán)境。</p><p>　　3.PAHs的形成機制</p><p>　　關于多環(huán)芳烴的形成機制，一般認為，有機物在熱分解過程中，在高溫缺氧的條件下，熱裂解產(chǎn)生形成PAHS 基本微粒——碳氫自由基或碎片。這些小的極為活潑的微粒，在高溫下又立即熱合成熱力學穩(wěn)定的非取代的多環(huán)芳烴。如煤炭在隔絕空氣、高溫的條件下經(jīng)過復雜的

10、裂解和聚合作用會生成多環(huán)芳烴。又如苯并[a]芘是一切含碳氫燃料和有機物熱裂解過程中的產(chǎn)物，由于性質穩(wěn)定、毒性大、易于測定，常被用作PAHs 總量的代表，其合成的最適宜溫度為600～900 ℃，整個形成過程為一系列自由基反應。它的形成可由下面7 個過程完成，如圖1 所示，有機物在高溫缺氧下裂解產(chǎn)生碳氫自由基結合成乙炔（l），乙炔形成乙烯基乙炔或1，3-丁二烯（2），芳環(huán)化成乙基苯（3），進一步結合成丁基苯（4）和四氫化蔡（5），最后通過中

11、間體（6），形成苯并[a]芘（7）。</p><p>　　圖一 苯并[a]芘的形成機制</p><p>　　研究表明，燃燒或熱解溫度是影響PAH生成率的重要影響因素。</p><p>　　圖二 苯并[a]蒽和BaP生成率與溫度的關系</p><p><b>　　4.PAHs的來源</b></p><p

12、>　　4.1 PAHs的來源的分類</p><p>　　PAHs的來源既有天然源,也有人為源。</p><p><b>　　4.1.1 天然源</b></p><p>　　在人類出現(xiàn)以前，自然界就已經(jīng)出現(xiàn)多環(huán)芳烴。陸地和水生植物、微生物的生物合成，森林、草原的天然火災以及火山活動所形成的PAHs構成了PAHs的天然本底值。由于細菌活動和植

13、物腐爛所形成的土壤PAHs本底值為100~1000µg/L。地下水中PAHs的本底值為0.001~0.01µg/L。淡水湖泊中的本底值為0.01~0.025µg/L，大氣中的BaP的本底值為0.1~0.5ng/m3。</p><p><b>　　4.1.2 人為源</b></p><p>　　多環(huán)芳烴(PAHs)絕大部分由人為活動污染造成

14、,主要來自于兩方面[3]:</p><p>　　(1) 煤、石油和木材及有機高分子化合物的不完全燃燒,即熱解成因;</p><p>　　熱解成因大多來自于工業(yè)生產(chǎn)、交通運輸、日常生活等方面。工業(yè)污染源：在焦化煤氣、有機化工、煉鋼煉鐵和發(fā)電等工業(yè)所排放的廢棄物中有相當多的PAHs ,其中焦化廠是排放PAHs最嚴重的一類工廠。交通運輸污染源：飛機、汽車等機動車輛所排放的廢氣中也含有相當數(shù)量的P

15、AHs。檢測表明,這些廢氣中約有100種PAHs ,已有73 種被鑒定。生活污染源：我國是燃煤大國。在我國北方城市,使用煤爐取暖的情況很普遍,而在煤爐排放的廢氣中,致癌性PAHs 濃度可達1 000 μg/ m3 。另外,家庭爐灶每年所產(chǎn)生的PAHs 的含量也相當多。而且在食品制作過程中,若油炸時溫度超過200 ℃以上,就會分解放出含有大量PAHs 的致癌物。其他人為污染源：隨著城市發(fā)展,為了解決日益嚴重的垃圾污染問題,許多城市把垃圾送

16、入填埋場進行衛(wèi)生填埋處理。但這樣會使垃圾產(chǎn)生大量滲透液,垃圾經(jīng)水浸泡后,產(chǎn)生含有大量PAHs 的高濃度有機廢水。如果將垃圾送入城市垃圾焚燒爐,也會產(chǎn)生PAHs。據(jù)測定,每小時處理90 t 的垃圾焚燒爐每日排放致癌性PAHs 總量超過20 kg。另外,吸煙所引起的居室環(huán)境的污染,已引起國內外的關注。有報道</p><p>　　(2) 原油在開采、運輸、生產(chǎn)和使用過程中的泄漏及排污,即石油類源。</p>

17、<p>　　4.2 PAHs的來源解析</p><p>　　根據(jù)每種途徑均有自己獨特的多環(huán)芳烴成分和比值，環(huán)境介質中某些多環(huán)芳烴的濃度比值常被用來區(qū)分多環(huán)芳烴的來源。如菲／ 蒽通常用于區(qū)分油類排放源和燃燒源，而熒蒽／ 芘和茚并（1，2，3）芘／ 苯并（ghi）苝這兩個系列穩(wěn)定性范圍大，能較好保存原始信息，可用于判斷石油燃燒源和木柴、煤燃燒源。目前，已有不少研究報道了PAHs 污染源解析。同分異構體比率

18、在確定多環(huán)芳烴的污染源研究中，是一種有用的診斷工具。因為在不同介質間的遷移過程中，同分異構體同時被等程度地稀釋。研究表明，如果樣品中蒽/（蒽+菲）＜0.1，土壤中的PAHs主要來源于石油類PAHs 的污染；如果樣品中蒽/（蒽+菲）＞0.1 則是受燃燒源PAHs 的污染 [5]；熒蒽／（熒蒽＋芘）＜0．4說明是典型的石油源PAHs 污染，熒蒽／（熒蒽＋芘）＞0．5表明PAHs 主要來源于草本植物、木材和煤的不完全燃燒，介于0．4～0．5之

19、間說明PAHs 主要是由燃油排放的尾氣造成的[6]；茚并（1，2，3）芘／ （茚并（1，2，3）芘＋苯并（ghi）苝）＜0．2表明主要是油類排放源，＞0．45則主要是木柴、煤燃燒來源，在此之間為石油燃燒來源[7]。</p><p>　　同時，PAHs環(huán)數(shù)的相對豐度可以反映出污染來源狀況，通常高分子量4環(huán)及以上的PAHs主要來自于化石燃料的高溫燃燒（燃燒源），而低分子量2環(huán)和3環(huán)的PAHs則來自于石油源污染，<

20、;/p><p>　　4.3 土壤中PAHS的來源</p><p>　　由于人們的活動而釋放到大氣中的粉塵，最終幾乎都要沉降到地面上，因此大氣污染嚴重的地方，土壤中的PAHS 含量也較高。另外，城市工業(yè)排放出的廢氣、廢渣與廢液，汽車廢氣、道路塵土及爐灶煙土等都是其污染源。</p><p>　　5.土壤中PAHs的分布</p><p>　　由于燃燒或

21、熱解現(xiàn)象的普遍性，所以環(huán)境中多環(huán)芳烴的分布非常廣泛。各種PAHs 污染源可通過排放廢氣、廢水及廢渣,對大氣、水體及土壤產(chǎn)生直接污染。大氣、水體、土壤構成一個完整的環(huán)境體系，目前已知的多環(huán)芳烴主要能以氣態(tài)或者顆粒態(tài)分布于大氣、水、植物、土壤中。土壤作為環(huán)境中多環(huán)芳烴的存儲和中轉站,可通過攝食等多種途徑進入人體,危害人類健康.研究表明，由土壤進入人體的PAHs 數(shù)量要高于大氣和水[8-10]，土壤中PAHs 的濃度水平及主要特征能反映出區(qū)域

22、內的污染狀況和主要來源等信息。其中大面積的土壤污染主要來自于大氣中PAHs 的干沉降、濕沉降。一旦沉積于土壤,一些強吸附性及難降解的PAHs將在土壤中停留數(shù)年時間。</p><p>　　5.1 土壤中PAHs的縱向分布 </p><p>　　PAHs一旦進入土壤后，通過分配、沉降、遷移等過程，最終影響到它們在土壤中的分布特征。土壤的垂直分布特征為距土壤表面15 cm以上PAHs濃度最大，2

23、0cm以下PAHs濃度較小。郝蓉等[11]指出，土壤中PAHs的質量分數(shù)呈現(xiàn)W（5-20）> W（0-5）> W（20-40）> W（40-100）的分布規(guī)律。陳靜等[12]研究了天津地區(qū)土壤中PAHs 縱向分布規(guī)律,結果也表明土壤剖面中的PAHs 含量峰值一般在土壤的表層和次表層,并隨土壤剖面的加深而減少。Smith等的研究結果[13]表明，環(huán)狀的有機物更傾向于積累在含有有機物的圈參層中，可能阻礙了土壤中PAHs的垂

24、直遷移。PAHs在土壤中通常以4環(huán)>5環(huán)>6環(huán)>3環(huán)>2環(huán)的順序分布。</p><p>　　PAHs在土壤中的吸附是一種土壤與土壤水的分配過程[14]，對環(huán)境行為有顯著影響，其吸附過程中土壤表面與PAHs的作用能量一是來自其作用范圍緊靠固體表面的化學力；二是來自作用距離較遠的靜電和范德華引力。PAHs在土壤中的吸附存在“快”和“慢”兩個不同過程，快過程是PAHs快速到達土壤疏水表面吸附；慢

25、過程是PAHs遷移到土壤基體中不易到達的部分，這一“慢”過程持續(xù)時間很長，直至土壤有機質的吸附能力耗盡，并達到平衡為止，且這部分PAHs很難被生物降解和利用。除土壤的吸附作用外，PAH還會在土壤中產(chǎn)生化學反應，在礦物質的引發(fā)下產(chǎn)生轉化。</p><p>　　5.2 PAHs縱向分布的影響因素</p><p>　　5.2.1 土壤有機質</p><p>　　土壤有機質

26、的含量對PAHs在土壤固液間的分配有顯著的影響，從而影響到PAHs在土壤中的遷移和生物有效性[15]。有機質的還原和聚合程度越高，污染物的解吸滯后程度越大，解吸速率越慢，生物有效性也就越低[16]。Jones K.C. 等人的研究[17] 也揭示了土壤TOC含量與PAHs 組分濃度間的顯著相關性.Wilcke W. 等[18]研究了一系列土壤理化性質,發(fā)現(xiàn)只有TOC 含量和比值FeoPFed與PAHs 濃度存在著顯著相關性. 這些研究均

27、鄭一等人在天津地區(qū)表層土壤多環(huán)芳烴含量的中尺度空間結構特征的研究[19]結果相吻合. 由于土壤有機質對于PAHs 具有很強的吸附作用,PAHs 易在富含有機質的地方富集,這可能是導致TOC 含量與PAHs 濃度存在顯著相關性的主要原因.</p><p>　　5.2.2 土壤礦物</p><p>　　土壤的礦物質部分是土體的骨架，對土壤性質有很大影響。Hassett等[20]研究了有機質含量

28、不同的土壤和沉積物對疏水性有機污染物的吸附行為，結果表明，當黏土礦物和有機碳的質量比﹤40：1時，有機質能掩蓋礦物對污染物吸附的貢獻。但當黏土礦物和有機碳的質量比﹥40：1時，從有機質角度考慮的分配模型就不能適用。</p><p>　　5.2.3 土壤粒度</p><p>　　土壤不同粒徑組分中的有機質結構異質性和礦物組成的不均勻性對疏水性有機污染物吸附容量有較大的影響。另外，疏水性有機污

29、染物如PAHs及其代謝物與大分子土壤有機質以共價鍵結合后，只有通過土壤有機質的周轉才能使PAHs礦化，因而土壤不同粒徑組分中的有機污染物的生物有效性不同。陳靜等[12]研究了天津地區(qū)土壤中PAHs 縱向分布規(guī)律，結果表明土壤顆粒的粒級越細比表面積越大,提供了更多的可供吸附的點位[7],吸附在這些較細顆粒上的PAHs 也會因顆粒隨土壤擾動或水流遷移而遷移。</p><p>　　5.2.4 PAHs 性質</p

30、><p>　　陳靜等[12] 研究了天津地區(qū)土壤中有機碳和粘粒含量對PAHs 縱向分布的影響，該項研究指出高環(huán)PAHs 主要以與土壤有機質膠體結合的形式發(fā)生遷移,不易遷移到土壤剖面的深部,而低環(huán)PAHs則主要以溶解態(tài)形式發(fā)生遷移,相對高環(huán)PAHs 易污染地下水。</p><p>　　5.3 PAHs的空間分布的影響因素</p><p>　　5.3.1 大氣運移</

31、p><p>　　很多研究顯示大氣沉降是影響城市土壤中多環(huán)芳烴殘留量最主要的因素[21]。大氣中PAHs含量、分布特征，干濕沉降作用的大小，以及沉降后降解和遷移的強弱必將影響土壤中PAHs的分布特征。鄭一等人在天津地區(qū)表層土壤多環(huán)芳烴含量的中尺度空間結構特征的研究[19]結果表明了大氣運移是影響土壤多環(huán)芳烴濃度空間結構特征的重要環(huán)境因素</p><p>　　5.3.2 地理位置</p>

32、;<p>　　土壤中的多環(huán)芳烴殘留濃度往往隨著與污染源距離的增大而表現(xiàn)出明顯的梯度[21]．工業(yè)活動與交通是城市中主要的多環(huán)芳烴來源，因而工業(yè)區(qū)與公路邊土壤中的多環(huán)芳烴含量一般要比其他功能區(qū)中的含量高：如阿格拉土壤中PAHs含量最高的地區(qū)為工業(yè)區(qū)，然后是公路和居民區(qū)，最低的是農業(yè)區(qū)[22]；新奧爾良PAHs含量為：繁忙的街道附近>商業(yè)區(qū)>居民區(qū)>空地[23]．</p><p>　　

33、5.3.3 氣候條件</p><p>　　余莉莉等在珠江三角洲表層土壤中的多環(huán)芳烴的研究[24]中指出高溫和強烈的太陽輻射極有利于PAHs從土壤向大氣揮發(fā)及PAHs在土壤中的微生物降解和光降解，豐沛的降水使PAHs更容易被雨水沖刷從表層土壤中清除或滲透進入土壤的深層，導致了表層土壤PAHs含量的減少和組成上的變化。</p><p>　　6．土壤中PAHs的預處理和測定方法</p>

34、;<p><b>　　6.1預處理</b></p><p>　　樣品前處理目的是對被測組分進行濃縮富集,消除基體干擾,提高方法的靈敏度,降低檢測限。前處理過程最關鍵的是提取和純化方法。</p><p><b>　　6.1.1提取方法</b></p><p>　　由于全球環(huán)境污染日益嚴重,要求減少使用各種有機溶

35、劑的呼聲越來越高,近年來,各種高效、快速、溶劑用量少的樣品前處理技術發(fā)展迅速。一系列借助于溫度和壓力的提取技術不斷出現(xiàn),如固相萃取技術、超臨界流體萃取技術和加速溶劑提取技術等在一定程度上加速了分析進程、減少了有機溶劑的作用。</p><p>　?。?）索氏提取法：索氏提取法一般提取時間較長,約6～24h,需要大量的有機溶劑,操作也相對煩瑣,但該方法回收率較高,是ISO標準測定方法之一,現(xiàn)在仍然廣泛的應用。<

36、/p><p>　?。?）超聲波提取法：超聲波提取法是美國國家環(huán)保局推薦的PAHs 提取方法之一( EPA SW846 -3550) 。用超聲波提取土壤中PAHs所需時間比索氏提取短,方法較簡單,提取效果也好 。</p><p>　　（3）加速溶劑萃取方法：加速溶劑萃取方法(ASE) ,或稱高壓液體提取( PLE) ,是使用少量溶劑在高溫(30℃～200℃) 、高壓( 10 - 20 MPa)下

37、快速提取固相、半固相樣品的前處理方法。ASE是近幾年發(fā)展起來的提取固體物質中有機物及其殘留的方法,由于具有減少溶劑用量、縮短提取時間和樣品提取自動化的優(yōu)點,已被美國EPA收錄為處理固體樣品的標準方法之一 。</p><p>　?。?）超臨界流體萃取方法:超臨界流體萃取( SFE)是近年來發(fā)展很快的一種樣品提取技術。SFE[5]不僅能滿足理想萃取方法的要求,同時,還能與多種近代分析儀器聯(lián)機使用,如GC、GC /MS

38、、HPLC、超臨界流體色譜等。超臨界流體萃取對從環(huán)境樣品中PAHs的定量萃取已取得較大進展。</p><p>　　（5）亞臨界水萃取:亞臨界水萃取( SCWE)是一種較新的不使用或較少使用有機溶劑的綠色萃取技術,愈來愈受到環(huán)境工作者重視。亞臨界水萃取是一種綠色環(huán)保型萃取技術,萃取溶劑是純水,不需要有機溶劑,不會給環(huán)境帶來污染。而且萃取時間短,有較好的選擇性,通過對萃取條件的控制可以萃取不同極性的物質,重現(xiàn)性好,萃

39、取裝置和操作都比較簡單,萃取條件也不荷刻,檢出限低,靈敏度高</p><p>　?。?）其他方法:除以上所提到的近年發(fā)展起來的方法外,還有一些其他方法出現(xiàn),如熱解( Py)方法和流化床方法( FBE) 。</p><p><b>　　6.1.2純化方法</b></p><p>　?。?）硅膠柱層析:硅膠在PAHs的分離純化中應用最為廣泛。一般硅

40、膠需要活化,在400℃ ( 2h)或者130℃ (16h)條件下進行。以環(huán)己或正戊烷等低極性有機溶劑溶解提取物,將其全部或部分轉移至層析柱后,先用正己烷或石油醚等洗脫,再用二氯甲烷/正己烷混合溶劑或苯洗脫PAHs。</p><p>　?。?）中性氧化鋁柱層析:由于中性氧化鋁對烷烴的去除效果并不十分理想,因此氧化鋁做層析時一般是和硅膠以一定比例做成混合硅膠柱。</p><p>　?。?）弗羅

41、里土柱層析:經(jīng)無水硫酸鈉脫水后的萃取液可直接通過弗羅里土, PAHs及其他干擾組分吸附在其上。然后可以用二氯甲烷- 丙酮浸泡再洗脫。該凈化方法操作簡單,重復性好,對于高分子量PAHs效果好。</p><p>　　總之，環(huán)境樣品中的PAHs的前處理技術的一個發(fā)展方向是向待測樣品制備和前處理微量化、自動化、無毒化、快速化和低成本的方向發(fā)展。</p><p><b>　　6.2測定方法

42、</b></p><p>　　目前,國內外分離和檢測PAHs的方法主要有薄層層析熒光光度法、高效液相色譜法、氣相色譜法(或氣相色譜- 質譜聯(lián)用) 。傳統(tǒng)熒光分光光度法不僅安全性差,且操作繁瑣,耗時較長,因此逐漸被后幾種方法所替代。</p><p>　　6.2.1高效液相色譜測定</p><p>　　高效液相色譜測定PAHs時,具有不需要高溫、對某些PAH

43、s有較高的分辨率和靈敏度、柱后餾分便于收集進行光譜鑒定等優(yōu)點。HPLC測定PAHs,一般用紫外、熒光和二極管陣列檢測器檢測。</p><p>　?。?）紫外檢測:PAHs具有共軛雙健,可以用紫外檢測器檢測,通過分析紫外光譜圖進行PAHs定性和定量。由于PAHs性質的差異,其在紫外區(qū)響應值大小不同, 2環(huán)和3環(huán)的PAHs在紫外區(qū)響應較強, 4環(huán)以上的PAHs則響應較弱,總體上說,只有4種具有較強的紫外吸收,特別適合

44、用紫外檢測器檢測。</p><p>　　（2）熒光檢測:PAHs是具有剛性平面結構的π電子共軛體系分子,它們能夠發(fā)出熒光 。對于16種PAHs,有12種熒光特性強,特別適合熒光檢測。因此熒光檢測得到廣泛的應用 。</p><p>　　（3）二極管矩陣檢測:二極管矩陣檢測(DAD)可以同時給出光譜和色譜譜圖,便于組分的定性和定量。DAD通過同時檢測指定波長范圍內所有波長的吸收值,可以提供每個

45、色譜峰的光譜信息。</p><p>　　6.2.2 氣相色譜(或氣相色譜- 質譜聯(lián)用)測定</p><p>　　GC毛細管柱對于分離PAHs是十分有效的,可以分離出包括PAHs、烷基PAHs等100種化合物,這些化合物可以被F ID檢測。毛細管柱氣相色譜已被成功地用于解決許多復雜問題,并已經(jīng)有一些論文報道了用其分析16種多環(huán)芳烴的某些化合物,MS應用于PAHs分析時,用選擇性離子阱技術分析

46、單個PAH,其檢出靈敏度很高,最低檢出限很低,在測定PAHs時,儀器條件不斷優(yōu)化,已經(jīng)有很多成熟的條件。如鄭一等用GC /MS (安捷倫6890GC 5973MSD)以外標定量法測定天津表層土壤16種優(yōu)控PAHs,測定色譜條件為: HP5MS30m ×0125mm毛細管色譜法,載氣He,柱前壓0103Mpa,線速度37cm min- 1 ,進樣口溫度280℃, 不分流進樣方式, 初始溫度60℃, 以5℃min- 1速度升溫至2

47、60℃,保留20min 至樣品完全流出。質譜條件為: EI電離源70Ev,質量范圍45amu～600amu,倍增器電壓1288V,離子源溫度為230℃。</p><p><b>　　7.小結</b></p><p>　　PAHs 主要來源有燃燒源和石油源。土壤的性質，PAHs的性質，大氣轉運，地理位置和氣候條件均是影響PAHs分布的重要因素。隨著社會發(fā)展，工業(yè)化的推進

48、，PAHs的來源和分布情況越來越復雜多樣。因此，我們必須加快進行PAHs的來源和分布的研究，針對PAHs 污染狀況的整體調查, 要深入分析PAHs 的來源、時空分布特征,通過PAHs 沉積深度研究,了解PAHs 污染的歷史變遷,這些是采取各種區(qū)域性策略的前提。通過對這些PAHs的來源和分布的探析，為PAHs去除提供較詳盡的理論依據(jù)，對有效控制PAHs 的污染，保護人類健康，具有非常重要的理論及現(xiàn)實意義。同時，確定便捷有效的測定土壤中PA

49、Hs的方法是進行PAHs研究工作的關鍵。土壤中PAHs分析測定方法雖然有了很大的進展,但國內研究人員所采用的方法差異較大,造成研究結果可比性較差。因此,如何建立有效的、研究人員認同的統(tǒng)一方法尤其建立國家標準方法是目前極需研究的內容。</p><p><b>　　參考文獻</b></p><p>　　[1] Hiajlm,Bioremedition.towords a

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