第一章 緒論
1-1 前言
近年來，由於工業蓬勃發展，石化燃料的使用率日漸增加，而 經由石化燃料不完全燃燒的過程中，將會直接排放多環芳香羥化合 物（PAHs）至大氣中；除此之外，PAHs 最主要的污染來源為人為 污染源的貢獻，其中包含了汽機車排放廢氣、露天燃燒與住宅壁爐 的發散，對大氣環境造成了嚴重的污染。PAHs 常吸附在懸浮微粒 上，經由人體吸入而沉積在呼吸道內，對人體健康影響甚大[1-7]。 根據 International Agency for Research on Cancer(IARC)的定義，在 五種 PAHs 化合物中，benzo(f)fluoranthene【B(k)F】；benzo(a)pyrene
【B(a)P】；dibenz(a,e)pyrene【DB(a,e)P】是致癌性物質，而 pyrene；
benzo(ghi)perylene【B(ghi)P】則為致癌促進物質[7-10]。所以在 1986 年，美國環保署將 16 種 PAHs 物質列入空氣品質管制項目之一。
且因為其具有揮發性質，所以會普遍的存在於環境中，長期暴露之 下會對人體造成相當的健康危害。另外，大氣中 PAHs 亦會經光化 反應或硫氧化物的催 化作用而產生新致癌性，致突變性更強的 Nitro- PAHs，此類物質對人體的危害性更甚於 PAHs[11]。所以近年 來 PAHs 的研究越來越受到重視。
目 前 分 析 P A H s 的 方 法 有 非 常 多 種 ， 包 含 ： TLC/spectrofluorometry ; GC/FID ; GC/MS ; HPLC/UV or fluorescence 等，於同等經濟條件下，又能達到最佳效果和準確度，
以高效能液相層析儀（HPLC）和氣相層析儀（ GC）為主，而 HPLC 對於分離 PAHs 單體及其異構物具有良好的選擇性與高敏感度﹔由
於 PAHs 屬於低極性物質，所以對於管柱的選擇方面則以 ODS 逆 相層析管柱為主，以此種管柱搭配 HPLC 作 PAHs 的分離分析為最 適當。與 GC 比較起來，HPLC 對 PAHs 的分析具較廣的分析範圍，
但 GC 的分離解析度較好[2,12,13]。所以整體而論，針對 PAHs 物質在 各種分析方法的廣泛使用之下，以 HPLC 為最適合之分析方法。
在 HPLC 的分析方法中，對於 PAHs 的萃取最普遍的方法為索 氏萃取法，其萃取過程需要大量的溶劑，如何減少溶劑的使用將是 未來的研究重點，故本研究利用低溶劑萃取方法進行探討。在整體 的環境影響評估之下，我們針對大氣環境中的氣態污染物作分析測 試，評估其在大氣中的分布情形，但卻因此而產生另一型態的環境 污染物質，這並不是我們所預期的結果。
因此，本研究嘗試開發 HPLC 中毛細管柱的分析方法，搭配螢 光偵測器的 micro flow cell，發展更有效率的分析方法。期盼能提 高分析感度，使其針對環境中的微量污染物質能做更有效率的分 析，並抑制廢液的產生量，減少廢液對環境造成的污染，符合日漸 嚴格的環保要求。
1-2 研究目的
1、利用 HPLC 搭配中毛細管柱在不同溫度﹔移動相比率與移動相 流速分別作 PAHs 分離分析的測試，找出對 PAHs 的最佳分析條 件。
2、 比較現行 HPLC 常用之一般管柱與中毛細管柱對於 PAHs 分析 的差異性，以期能提高分析效率與感度並抑制廢液的產生量。
3、應用於實際環境採樣分析上，以了解大氣中 PAHs 的分布情形。
第二章 文獻探討
2-1 PAHs 的物質特性
PAHs 是經由不完全的燃燒過程所產生[7,8,14]，因此在理論上 應可有數千種的 PAHs 被生成﹔但在目前的大氣環境中，已被檢 測出來的 PAHs 物質則有 500 多種，美國環保署(United States Environment Protection Agency , USEPA)根據其生物毒性與在環 境中的存在含量，列出須優先考慮的 16 種 PAHs 物質 (表
1)[15,16] 。由於 PAHs 的分子結構十分對稱，其偶極距相當小，因
此 PAHs 物質的極性不高，所以在水中溶解度相當低[17]。PAHs 物質是半揮發性污染物(semi-volatile organic compound,S-VOCs) 在大氣中以氣相與固相共同存在[2,18]。PAHs 的熔點與沸點比一般 化合物高，且二者隨著分子量的增加而上升。以 PAHs 的結構來 說，其主要是由苯環所鍵結而成，具有致癌性的 PAHs 大都是在 4 環或 4 環以上，本研究所選定之 5 種 PAHs 物質則由 4 個至 7 個苯環所構成[2,13,19-21]
，其中 B(a)P 是 PAHs 的代表性物質也是 人體致癌物質，而其他則分別致癌物質與致癌促進物質。低分子 量的 PAHs 物質多半以氣態形式存在於大氣中；而高分子量或多 環的 PAHs 物質則吸附在大氣中的粉塵微粒上，以固態的方式存 在於大氣中[3,17]。
2-2 PAHs 的形成機轉與反應
任何含碳的有機化合物經由燃燒反應都有可能產生 PAHs，而 且亦會受到燃燒溫度﹔燃燒時間﹔物質種類的影響[39]。但是因為在 燃燒的過程中，所參與的反應物相當的複雜且會產生很多種的 PAHs 物質，所以經由燃燒進而產生 PAHs 的生成機制，至今尚未 有絕對的定論。
PAHs 物質的形成機制有自由基機制與碳化過程。在熱解的過 程中，碳氫化合物會產生相當量具有高活性的自由基，其會經由催 化與環化反應形成極不穩定的自由基-自由基中間產物，所以以自 由基相互反應所產生的 PAHs 產物其反應速率通常無法測得。PAHs 物質並不一定只能在高溫中所產生，在低溫高壓下亦可經由與熱解 相似的碳化過程而產生 PAHs 物質，只是其生成時間極為緩慢[22]。 在大氣環境中所存在的 PAHs 物質，常會因為空氣與陽光的催 化而與其他化合物質起反應，例如：臭氧﹔氮氧化物等等[23]。氮氧 化物方面，其會與 PAHs 進行反應，損失一個水分子進而形成 Nitro-PAHs，此物質對人體的危害甚至在 PAHs 之上[11]。曾有研究 指出，PAHs 物質暴露在氮氧化物中的話，會有超過 2.8％的 pyrene 轉變成 nitropyrene，但是 B(a)P 則不會有明顯變化。在臭氧方面，
有研究指出，當沉積在濾紙上的 B(a)P 暴露在 ppm 濃度的臭氧下 24 小時的話，會生成 B(a)P quinone 與 4,5-B(a)P oxide 等物質。當 B(a)P 暴露在 200ppm 的臭氧下 1-4 小時，會損失 50-80％的量。而 且除了 B(a)P 的損失外，pyrene﹔B(ghi)P 與 B(k)F 亦都會有 25-85
％等不同比例的損失[3]。
2-3 PAHs 的來源
PAHs 的產生大多是經由不完全的燃燒所產生[8,14,24,25]。其主要 的來源可分為自然污染源與人為污染源，若以產生的量來看的話，
環境中 PAHs 的主要污染來源應屬於人為污染源，茲分述如下：
2-3-1 自然污染源
PAHs 的自然界產生來源多半是由火山爆發﹔森林大火或是動 植物經由燃燒過程所產生的[19,26]。
2-3-2 人為污染源
一、 抽煙或居家所產生之 PAHs：抽煙會導致肺癌的產生是 大家都已經知道的事實，但是大多數人只知道抽煙會導致 肺癌，卻不知道有關抽煙的致癌兇手是經由不完全燃燒而 存在於主流煙與旁流煙中的數百種 PAHs 物質。除此之外，
廚房的油煙跟家庭的拜香習慣都是居家環境中主要的 PAHs 物質來源[8,27,41]。
二、 汽機車廢氣所排放之 PAHs：機動車輛的引擎會因為汽 油不完全燃燒的過程中而產生 PAH 物質。一般來說，在高 流量的交通地區，PAHs 物質的濃度會明顯的偏高﹔有研究 指出，在不同的情形之下，交通對環境中 PAHs 大概有 40-90
％的貢獻量[3]﹔不只如此，B(a)P 的濃度亦會與 CO 的濃度 有顯著的相關存在[8,9,25]。
三、 經由焚化燃燒所產生的 PAHs：在焚化爐的燃燒過程 中，會產生相當大量的致癌物質，其中不只有 PAHs 物質，
更有可能會產生 Dioxins 等危害更嚴重的致癌物質。
四、 工業製程中所產生的 PAHs 物質：在石化工業逐漸發達 的情形下，其大量使用的石化燃料在經由熱裂解或不完全 燃燒的過程中，所產生的 PAHs 物質會經由排放設備而排 放至大氣中，成為環境中 PAHs 污染的重要來源之一[6,25]。
五、 煉焦工廠所發散之 PAHs 物質：煉鋼廠在煉製焦炭時，
會有大量的 PAHs 物質經由不完全的燃燒所產生，所產生 的 PAHs 物質可經由煉焦爐頂的加料口﹔排氣設備或是其 他縫隙而洩漏至大氣中。
2-4 PAHs 的環境分布
在自然界環境中，PAHs 可以說是到處都有，舉凡大氣﹔土壤﹔
底泥﹔河川與海洋等，都會有 PAHs 存在的蹤跡。也就是因為這個 原因再加上 PAHs 的高致癌性與致突變性，所以環境中 PAHs 的分 析就顯的愈發重要。
曾有學者的研究指出，氣相與固相 PAHs 的濃度分布都是夜晚 的濃度高於白天的濃度，夜晚濃度通常是白天濃度的 1.2~1.4 倍
[28]。另外，亦有研究指出，氣相與固相的 PAHs 分布對溫度相當的 敏感，所以在冬天，氣態 PAHs 的分布會有明顯的減少[17]。再者，
也有學者曾針對台北市區大氣進行 PAHs 的分析探討，研究結果發 現在台北冬天的 PAHs 濃度高於夏天﹔室內的濃度也大都高於室外 的濃度，此外在歐洲﹔北美﹔日本與澳大利亞等都有相同的濃度分 布情形[29]。
2-5 PAHs 的粒徑分布
有學者的文獻指出，存在於土壤中的各 PAHs 物質其濃度分布 會呈現 log normal 的情形[30]。一般來說，較高分子量的 PAHs 化合 物容易濃縮或吸附在微粒上，而且主要是吸附在μm 粒徑以下的的 粉塵微粒上[17]，亦有相關研究指出，在市區跟鄉村地區，粒徑小於 3μm 的微粒上，PAHs 的吸附量亦呈現 log normal 的分布情形[6]。 以 PAHs 的結構式來說的話，5-7 環的 PAHs 大都吸附在粉塵 粒子上，部分 3-4 環的也是﹔其餘則以氣態的形式存在[3]。曾有研 究結果顯示，粒徑小於 2.9μm 的微粒包含了 97％五環或五環以上 的 PAHs 化合物﹔而粒徑大於 8.6μm 的粒子則包含了 1.2％[5]。
2-6 PAHs 的暴露途徑
PAHs 直接曝露的機會通常都高於間接暴露。而暴露的途 徑一般分為職業暴露，環境暴露，飲食暴露以及醫療暴露[31]， 茲分述如下：
一、 職業暴露：會有機會暴露在 PAHs 之下的行業有煉焦 工廠﹔鋁金屬製造業及石墨電極相關行業等等。在煉 焦工廠中主要的發散源是因為生煤在煤焦過程中由 熱焦油散發出之薰煙所產生。在鋁金屬製造業中，使 用由煤焦瀝青及焦碳所組成的石墨電極於 970℃之 下進行鋁還原的電解過程，而在高溫的電解過程中 PAHs 會從煤焦發散出來。亦曾有很多職業暴露的研 究顯示暴露在高 PAHs 下，會提高肺癌，腎臟癌等疾 病的死亡風險[14,19,24,42,43]
。
二、 環境暴露：近年來由於工業迅速發展與機動車輛的快 速增加，使散佈在大氣之中的 PAH 物質濃度也明顯上 升，所以人們暴露在 PAHs 的機會也隨之增加。再空 氣中存在有數百種的 PAH 物質，其中以 B(a)P 是最常 被檢測的，因為此物質對人體的危害甚大，並且儀器 對其均有十分良好的感度，所以一般來說，B(a)P 是 PAHs 物質的偵測指標。
三、 醫學暴露：在醫學上有機會暴露在 PAHs 物質下的人 是牛皮癬病患與深膿皰皮膚炎患者，治療的藥物主要 是 coal tar 與一些無機物質，而 coar tal 則含有 PAHs，
所以接受治療的病患會有 PAHs 暴露的風險[31]。
四、 飲食暴露：實際上，跟大氣中的 PAHs 攝入量比較起 來，飲食攝取才是人體 PAHs 的主要吸收途徑。主要 的飲食攝取來源就是煙燻及燒烤的食物，吸附在食物 表面上的 PAHs 會經由腸胃道進入人體[27,31]。
2-7 PAHs 的致癌性與致突變性
自 1775 年，煙囪清掃工人因暴露於 PAHs 下而得到陰囊癌，
自此人類開始感覺到 PAHs 的危害。流行病學也顯示了暴露在高 PAHs 濃度下的工人，會有較高的致癌風險。根據 International Agency for Research on Cancer(IARC)的定義，在五種 PAHs 化合物 中，benzo(f)fluoranthene【 B(k)F】；benzo(a)pyrene【 B(a)P】；
d i b e n z ( a , e ) p y r e n e 【 D B ( a , e ) P 】 是 致 癌 性 物 質 ， 而 p y r e n e ； benzo(ghi)perylene【B(ghi)P】則為致癌促進物質。PAHs 進入人體 之後，會經由細胞色素 p450 的代謝作用而變成致癌前趨物質，然 後此前趨物質會去攻擊 DNA，導致基因缺陷產生，最後產生惡性 腫瘤。PAHs 對人體所造成的危害除了基因毒性外，尚有皮膚組織 毒性﹔免疫毒性等等。在 1775 年煙囪清掃工人的陰囊癌就是皮膚 組織病變的最佳例證。
曾有研究指出，老鼠暴露在 PAHs 之下會有嚴重的健康效應，
例如：睪丸萎縮﹔細胞腫瘤等等，此外 PAHs 亦具有基因毒性，會 有抑制免疫力的效應產生[1,3,32,33,34]
。大氣中 PAHs 亦會經光化反應 或硫氧化物的催化作用而產生新致癌性，致突變性更強的 Nitro- PAHs，此類物質對人體的危害性更甚於 PAHs[17]。
2-8 PAHs 的生物偵測指標
要了解 PAHs 的人體暴露情形，生物體內的一些偵測指標是一 項可以利用的工具，而且 PAHs-mixture 的 marker 跟 singal
PAHs-marker 也有不同的生物偵測指標，茲分述如下：
2-8-1 PAHs-mixture marker
：一、 Aromatic DNA-adducts：白血球的 DNA 通常被用 來取代目標 DNA，通常是利用32P 作為標記來偵 測 Total PAHs 的暴露指標，只是此結果的分析並 不顯著，而且也容易受到抽煙的干擾。
二、 Urinary thioethers：用尿液中的 thioethers 作為
PAHs 的暴露監測，此方法容易受到抽煙的影響，
且職業勞工暴露在 1 ng/m3到 10ìg/m3 PAHs 濃度 下並不會導致 thioethers 的明顯增加，所以此方法 缺乏敏感性，不適合做持續性的暴露監測。
三、 Urinary mutagenicity：很多研究指出暴露在 1 ng/m3 到 10ìg/m3 PAHs 之中，很難使 urinary mutagenicity 增加，缺乏敏感度，而且此法也很容易受抽煙影 響，跟硫醚一樣不適合做持續性的監測。
2-8-2 Biomarkers of single PAH
一、 DNA-adducts of benzo(a)pyrene in subjects:可以利用 ELISA 與 USERIA 來做 antibody 的酵素免疫分析。此 法 benzo(a)pyrene-DNA-antibody 的純度會干擾分析 結果的準確性，所以 anitbody compound 的選擇相當 重要。
二、 3-Hydroxy-benzo(a)pyrene in urine of subjects：B(a)P 會優先藉由膽汁代謝，所以可以利用螢光偵測器來追 蹤尿液中的 3-Hydroxy-benzo(a)pyrene，作為 PAHs 的 暴露評估指標，但由於此法操作複雜，故不適合作長 期性的暴露評估。
三、 1-Hydroxypyrene in urine of subjects：pyrene 經過代謝 後會產生 1-Hydroxypyrene 藉由尿液排出，可以利用 HPLC/Fluorescence 來偵測。此法是最常被用來作為 PAHs 生物暴露指標的方法。
四、 Hydroxyphenantrenes in urine of subjects：有報告指出 利用 GC/MS 來分析 hydroxylated phenanthrenes 也可 以作為 PAHs 的生物指標[35]。
2-9 PAHs 萃取分析方法的比較
PAHs 的萃取方法有索氏萃取法；超音波萃取法與超臨界液相 萃取法，其中索氏萃取法需花費較長時間以及大量有機溶劑進行萃
取[6,30]，而超臨界液相萃取法亦尚屬於探索階段[36,44]，以超臨界液
相萃取法不但時間及費用花費上優於傳統方式，而且萃取後的超臨 界流體處理十分簡便，其為惰性無毒的氣體，可使其揮發至大氣 中。但對於高分子量的 PAHs 萃取效率則比索式萃取法為差，同時 對於低濃度萃取亦較不適合[37]。
PAHs 的分析方法包含有 TLC/spectrofluorometry、GC/FID、
GC/MS、HPLC/UV or fluorescence[13,30]。而有相關文獻曾指出在分 析 PAHs 物質的各種方法的考量上，以用 HPLC/fluorescence 是個
感度相當不錯的方法[45]。
在層析分離的情形下，靜相的極性通常是與分析物質相近，而 不同極性的動相物質則被用來流析。所以本研究萃取液的選擇也考 慮到 PAHs 屬於低極性物質，所以須選擇二氯甲烷或乙醇與苯的混 合溶液作為萃取液。以乙醇與苯的混合液作萃取液有不錯的回收率 與再現性，但苯具有致癌關係，目前較不被推薦。二氯甲烷作萃取 液以 HPLC 分析較不穩定，波峰滯留時間變異甚大。本研究選擇與 移動相成分相同但極性不弱的氰甲烷作為萃取液，主要原因是其前 處理過程簡便，只須少量溶劑即可完成萃取，而且有相當良好的回 收率與再現性[38]。
第三章 材料與方法
3-1 實驗材料與器具
3-1-1 使用試劑與溶劑
1. Acetonitrile (TEDIA，HPLC Grade) 2. pyrene (Aldrich chemical , America)
3. benzo[a]pyrene，B(a)P (Aldrich chemical , America ) 4. benzo[k]fluoranthene，B(k)F (Aldrich chemical , America) 5. benzo[ghi]perylene，B(ghi)P (Aldrich chemical , America) 6. dibenzo(a,e)pyrene，DB(ae)P (Accu standard , America) 7. Deionized water (電阻值達 18 M /cm 以上)
3-1-2 實驗器材
1. 10ml 共栓試管
2. 超音波震盪器(Branson 8200 , USA) 3. 微量電子天秤(ER-182A , Tokyo Japan)
4. 玻璃纖維濾紙(Gelman Science，20.3cm x 25.4cm) 5. 離心機(Hitachi O5P-21 , Tokyo Japan)
6. 37mm 切割器
7. 冷凍櫃(Sanyo Ultra Low)
8. 高流量採樣器(KIMOTO 121FT , Japan)
3-1-3 儀器設備
1. 高效率液相層析儀-Shimadzu system
本研究裝置為日本島津製作所製造之高效率液相層析儀，其 包含了控制系統(SCL-6B)﹔自動注射裝置(SIL-6B)與自動幫 浦(LC-9A)。
2. Degasser Unit ( Gasu Kuro Kogyo，model 546)
3. Column (Kaseisorb LC ODS-60-5 4.6 mm x 250 mm , Tokyo Japan)
4. Micro column (Kaseisorb LC ODS 2.0 mm x 150 mm , Tokyo Japan)
5. Column over (Shimadzu CTO-10A , Japan) 6. Fluorescence (Shimadzu RF-10Axl , Japan)
7. 電腦數據處理系統：訊華 SISC-LAB 層析積分處理系統 98 版
3-2 分析方法與品保品管的建立
3-2-1 PAHs 分析條件
針對 PAHs 物質，最早被使用分析的方法為高效率液相層析 儀，在分析過程中，移動相的比率、流速與管柱溫度會對 PAHs 分 離的結果產生影響。移動相的選擇使用需要有一定的條件，要跟所 使用的偵測器有良好的搭配，例如：使用螢光偵測器就不能使用會 產生螢光的溶劑。在使用前亦要先作除氣的動作，不然會對檢測感 度結果造成相當大的影響。要有良好的層析結果，溶質、靜相與移 動相的極性需小心的配合，但是卻沒有完整的理論可以確切的說明 移動相與靜相之間相互作用力的關係，只能從不斷測試移動相的比 例才能得到最好的層析結果。移動相流速的快慢將會縮短或延長滯 留時間，以決定分析時間的長短，而溫度的高低則對物質分離度會 有所影響。所以本研究將以兩種不同的管柱分別針對不同的移動相 比率、溫度與流速作測試，找出對 PAHs 物質最有效率的分析方法。
3-2-2 檢量線的建立
根據 PAHs 的結構式，4 環或 4 環以上的 PAHs 物質較具致癌 性與致突變性，本研究選定 5 種 4-7 環的 PAHs 物質(pyrene ; b(a)p ; b(k)f ; b(ghi)p ; db(a,e)p)作為主要分析對象。檢量線的配置的濃度範 圍需包含分析樣本的濃度範圍，且須高於儀器的偵測極限。本研究 所選定的五種物質均以微量天秤精秤之後，溶於 Acetonitrile 溶劑 中，作為 stock solution，再以此為基準，配置適當標準液濃度，再 分別利用一般與中毛細管柱搭配 HPLC/Fluorescence 來作系列稀釋 與分離分析。
3-2-3 重複分析的穩定性
一個良好的分析方法必須有相當的穩定性，其分析結果才可被 接受，而作重複分析的主要目的則在於了解此分析方法的穩定性，
以決定其是否適合此物質的分離分析。本研究選定相同濃度之標準 品作數次重複分析，針對滯留時間、波峰面積與波峰高度的變異性 進行分析探討，以了解五種 PAHs 物質在重複分析之下的變異程 度，變異越小，表示分析穩定性越好，分析所得的結果也有較高的 可信度。
3-2-4 偵測極限的測試
依據不同的定義，偵測極限則有不同的做法。本研究選定 ASTM 的定義，選定檢量線之低濃度點作數次重複分析，使用分析 得到之波峰面積或波峰高度來做計量，取其 3 倍之標準偏差除以平 均值再乘以分析之絕對濃度所得結果即為偵測極限。
偵測極限 (L.O.D)= (3*SD/Mean)*絕對濃度 SD：標準差
Mean：算數平均值
3-2-5 添加回收率試驗
本研究之添加回收率試驗分別以空白濾紙與大氣粉塵採樣濾紙 作測試，取空白濾紙與採樣濾紙以切割器取下數個樣本，分別置入 10ml 的共栓試管內，添加 25μl 之標準品儲備溶液，於冰箱靜置一 晚，取出以超音波萃取分析。
3-3 環境實際採樣分析
3-3-1 採樣時間與地點
本研究以高流量採樣器配合玻璃纖維濾紙，針對台中市市區大 氣進行 PM10粉塵採集，採樣時間為 2001 年 1 月 1 日至 1 月 31 日，
進行 24 小時的連續採樣，濾紙更換時間為每天早上 10 點。
3-3-2 樣品採集與保存
在大氣環境中，PAHs 是以氣態與固態共同存在，在樣本採集 方面，低分子量或少環的 PAHs 通常以氣態存在，採樣的方式以 XAD-2 為主﹔而高分子量或是多環 PAHs 大部分以固態形式存 在，採樣則以高流量採樣器配合玻璃纖維濾紙來進行採集。近年 來，職業環境的個人暴露亦逐漸受到重視，所以發展個人呼吸帶的 低流量採樣技術則是未來的必然趨勢 [2]。
本研究選定以固態 PAHs 為採樣分析對象，以高流量採樣器來 進行樣本的採集工作。玻璃纖維濾紙在進行採樣前，須放置於 400-500℃烘箱中數小時以去除雜質，然後放在恆溫恆濕箱中恆溫 恆濕 24 小時，再以精密微量天秤秤重紀錄。採樣後的濾紙亦須先 置入恆溫恆濕箱中 24 小時再進行秤重紀錄，之後樣本保存於-40℃
的冷凍櫃中至分析前再取出進行樣本萃取。
3-3-3 樣品的萃取分析
本研究採取過程簡便可同時進行多樣本萃取的超音波萃取 法。樣本的萃取是以不鏽鋼切割器切取必要的尺寸置於 10ml 的共 栓試管中，加入 3ml 的氰甲烷萃取液，使濾紙完全濕潤後，將之放 置於超音波震盪器震盪萃取 20 分鐘，然後再進行離心，取上清液 即可進行 HPLC/fluorescence 的分離分析(圖 1)。
第四章 結果與討論
4-1 分析條件的建立
本研究選定 ODS 逆相層析管柱來作 PAHs 的分離分析，移動 相的比例則分別以 7：3(v/v)與 8：2(v/v)的 Acetonitrile 與水的混和 比例來作分離分析的測試，結果顯示以 8：2(v/v)的移動相比例可 以得到較好的分析結果。
本研究亦嘗試以不同流速與溫度分別進行一般管柱與中毛細 管柱對 PAHs 物質分離分析的測試，表 2 為本研究室經過長期以來 針對 PAHs 物質所偵測的最佳分析波長，各物質分別有不同的最佳 分析波長，以此波長作分析可以得到最佳的結果。圖 2 顯示以中毛 細管柱作 PAHs 的分離分析比起一般管柱可以大幅縮短分析時間，
從一般管柱的 35 分縮短至中毛細管柱的 8 分鐘，可有效的提昇分 析效率，本研究亦針對選定的 5 種 PAHs 物質作過 GC/MS 的簡易 測試比較，結果發現需要 32 分鐘的時間才能完全分離成功，分析 效率並不比中毛細管柱來的佳。表 3 及表 4 則是本研究針對 PAHs 分析的最佳分析條件，因為一般與中毛細層析管柱內徑的不同，所 需的移動相流速亦不同，在本實驗的分析中，使用一般管柱的移動 相流速為 1.0 ml/min，而中毛細管柱只需要 0.7 ml/min。正因如此，
管柱恆溫槽中的分析溫度亦有明顯的差別，一般管柱所需的分離溫 度為 45℃，而中毛細管柱則只有 30℃。因層析管柱內徑的差異，
分析所需的注射量有相當的差異，一般管柱需 10μl 的樣本注射量 而中毛細管柱只需 5μl 即可得到相當良好的分析結果。
在螢光偵測器部分，不同內徑的層析管柱需搭配適合的 flow
cell 使用，層析管柱內徑的不同所搭配的管線內徑亦有不同。一般 管柱的部分，因其內徑較寬流量較大，所以需搭配 12μl 的管線進 行分析。而中毛細管柱則是使用螢光偵測器的 micro flow cell，其 內徑只有 2μl。，
4-2 檢量線分析結果
以螢光偵測器搭配 HPLC 來做 PAHs 的檢測工具，是最早被使 用的 PAHs 分析方法。本研究分別利用一般管柱與中毛細管柱搭配 HPLC 來分析 PAHs 不同濃度之標準品，一般管柱分析的濃度範圍 為 0.08-39.11 ng/ml，而中毛細管柱針對 PAHs 分析的濃度範圍為 0.14-296.33 ng/ml，再分別依照各物質反應強度與濃度的數據作線 性相關的探討。表 5 為各物質之檢量線方程式與 r 值。結果顯示五 種 PAH 物質分析所得到的檢量線其 r 值都大於 0.995，有相當良好 的線性關係。(圖 3-4)
4-3 添加回收率分析結果
分別對空白濾紙與採樣濾紙添加一定量標準品，經過超音波震 盪萃取後，分別以一般與中毛細兩種管柱作分離分析，表 6 顯示在 一般管柱部分空白濾紙回收率與採樣濾紙回收率在 90﹪-98﹪之 間，且分析變異都在 3﹪以內。表 7 說明利用中毛細管柱所作的空 白濾紙回收率與採樣濾紙回收率範圍在 93﹪-100﹪中間，分析變異 也都在 3﹪以內。表示利用超音波萃取法對於 PAHs 有良好的萃取 回收率，而且分析變異也都很小，是個可以針對 PAHs 物質所發展 的萃取方法。
4-4 重複分析之再現性結果
為了了解此方法分析的穩定性，本研究分別以一般管柱與中毛 細管柱對同一標準品濃度做重複分析，並針對滯留時間﹔波峰面 積﹔波峰高度來做變異性探討，表 8 顯示一般管柱重複分析的變異 在 0.15﹪-1.80﹪中間，而中毛細管柱的分析變異都在 0.38﹪-3.19
﹪以內，二者分析均具有良好的再現性。表示利用中毛細管柱作 PAHs 的分離分析與最常被使用的一般管柱具有相同的穩定性，是 個可行的分析方法。
4-5 偵測極限分析結果
以檢量線之最低點濃度分別作數次的重複分析，再根據 ASTM 的定義來做偵測極限的推算，表 9 顯示中毛細管柱之 D.L.約在 0.28-0.72pg 之間，表 10 說明一般管柱的 D.L.在 0.59-0.92pg 中間，
表示跟一般管柱比較之下，以中毛細管柱作分析可以有較佳的感度 表現。這對於環境中微量存在的 PAHs 物質來說，中毛細管柱是未 來可以繼續針對環境中微量污染物質發展的分析方法。
4-6 QC 樣本分析結果
本研究有 30 個分析樣本，以中毛細管柱作分析每個樣本需要 8 分鐘的時間，所需總時間為 7 小時。為確保分析的穩定性，在分 析 6-7 個樣本後會加入一支標準品分析作為 QC 樣本。表 11 顯示 QC 樣本之滯留時間﹔波峰面積與波峰高度之變異均在 3％之內，
表示樣本於長時間的分析過程中，系統的分析狀態呈現相當穩定的 狀態。
4-7 台中市區大氣中粉塵濃度
本研究採樣期間為 2001 年 1 月 1 日到 1 月 31 日，以高流量採 樣器做 24 小時的連續採樣，表 12 顯示當時粉塵濃度範圍在 9.23~103.77μg/M3 中間。採樣期間內有數天正逢下雨，在下雨的 潮濕天氣之下，大氣中的粉塵會被雨水帶至地面上，在晴天雨天的 交錯影響之下，所以大氣中粉塵濃度變化頗大。圖 5 顯示該月之大 氣中粉塵濃度分布，在 1 月 23 日至 1 月 26 日為中國的過年期間因 為市街上移動性污染源的減少，再加上下雨潮濕天氣的雙重影響之 下，其粉塵濃度明顯的低於其他時間。
4-8 台中市區 PAHs 分析結果探討
分析五種 PAHs 的研究數據顯示在 2001 年 1 月的大氣中，PAHs 的濃度以 B(ghi)P 為最高﹔以 pyrene 的濃度為最低(表 13-14)，將本 研究分析數據與數年前大氣中的 PAHs 濃度作比較，現今大氣中的 PAHs 濃度有略減的趨勢，表示我國空污法的實施與固定性﹔移動 性污染源的加強管理，對於大氣污染防治有正面的影響(表 15)。圖 6-7 為大氣中 PAHs 的濃度分布圖。圖 6 可以清楚的看出空氣中 PAHs 的濃度分布與粉塵濃度分布曲線類似，在中國的過年期間空 氣中 PAHs 濃度分布亦有偏低的現象，表示空氣中 PAHs 的的濃度 亦會受到下雨的影響。圖 7 顯示吸附在粉塵微粒上的 PAHs 物質 濃度分布較為平均，並不會因下雨而有太大的變異。
根據以前文獻曾針對 PAHs 污染源作探討，有報告[46]指出說 B(a)P/B(ghi)P 之濃度比值小於 0.6 的話，其污染源屬於移動性污染 源，研究結果顯示 B(a)P/B(ghi)P 比值為 0.45，所以台中市區之 PAHs
來源大多屬於移動性污染源而非固定性污染源。亦有研究[47]指出 Pyr/B(a)P 在 0.1-3 為一般大氣環境濃度水準，B(a)P/B(ghi)P 大於 1 的話則為燃煤排放廢氣所導致，而台中市區大氣中之 Pyr/B(a)P 為 0.4 左右，是屬於一般大氣之濃度水準。
第五章 結論與建議
本研究致力於針對環境中的微量 PAHs 物質開發中毛細管柱的 分析方法，預期能以更有效率且對環境較低污染的方法來作分析。
結果顯示利用中毛細管柱作分析不但可使分析更有效率，並且可以 減少廢液的產生量，是個可行的研究分析方法。
亦有研究指出利用中毛細管柱作 PAHs 的分離分析因為注射絕 對量的關係，所以偵測極限不會比一般管柱好。但根據本研究結果 顯示中毛細管柱的偵測極限比起一般管柱有更佳的表現，所以在未 來對於 PAHs 物質的環境微量分析，中毛細管柱的分析感度上應有 更進一步的發展空間。
在實際經過測試之後，將此方法實際應用於環境的採樣分析 上，得知台中市區在 90 年 1 月的大氣環境中，PAHs 物質的濃度大 小順序為 pyrene < DB(ae)P < B(k)F < B(a)P < B(ghi)P 。採樣結果亦 顯示，各 PAHs 物質的濃度比數年前略低，表示空污法的施行對大 氣污染防治有正面的影響，但 B(a)P/B(ghi)P 比值小於 0.6 表示台中 市區懸浮微粒之 PAHs 來源主要是由於移動污染源，所以大氣中的 PAHs 污染來源依然受交通污染源的影響，應盡早建立大眾運輸系 統才是未來的治本之道。
第六章 參考文獻
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