林 浩,李 豪,孫浩堯,陳慶彩（陜西科技大學環(huán)境科學與工程學院,陜西 西安 710021）

環(huán)境持久性自由基（EPFRs）是一種新型環(huán)境風險物質(zhì),它廣泛存在于各種環(huán)境,已被環(huán)境領域學者們所關注.它是一種相對壽命較長,具有相對較高持續(xù)性和穩(wěn)定性的自由基[1].由于它能在環(huán)境中長期存在,這種特性允許它們能夠通過氣團運動進行遠距離運輸.此外,EPFRs還具備潛在的環(huán)境毒理學理效應,所以受到了很多環(huán)境健康研究學者的重視.早在20世紀,Pryor等[2]就在香煙焦油中發(fā)現(xiàn)了具有穩(wěn)定性的自由基,并將其考慮為健康風險因子,隨后對于 EPFRs的研究逐漸增多.近些年的研究表明,EPFRs存在于各種環(huán)境介質(zhì)中,比如生物炭[3-5]、土壤[6-7]、大氣顆粒物[8-10]等.由于 EPFRs可以長期存在于環(huán)境中,因此會對環(huán)境中包括人類在內(nèi)的生命體造成一些不利的長期影響.

EPFRs會與氧分子發(fā)生反應,誘導形成活性氧（ROS）,這是 EPFRs對生物體產(chǎn)生危害的重要機理.過量的 ROS可能會增強肺組織和細胞中的氧化應激,從而引起疾病發(fā)生[11].EPFRs不僅可以在體外產(chǎn)生ROS,也可以進入體內(nèi)產(chǎn)生ROS,體外產(chǎn)生的ROS可以使人體處于一種氧化脅迫狀態(tài),而體內(nèi)產(chǎn)生ROS則會直接造成機體損傷[12].EPFRs還會降低心臟功能并增加肺動脈壓[13],并且據(jù)相關研究表明通過呼吸還有直接暴露等方式,EPFRs可以引發(fā)一系列的組織損傷,同時其還會起到一定的神經(jīng)毒性作用[11].

有研究發(fā)現(xiàn)原油中存在一種典型的瀝青質(zhì)EPFRs自由基（g=2.0035）,這種純?yōu)r青質(zhì)自由基在多環(huán)芳烴結構上形成一種共振穩(wěn)定的 π系統(tǒng),即使在暴露于環(huán)境空氣中 2a后,也能穩(wěn)定存在[14].而且EPFRs可以吸附在顆粒表面,與顆粒表面的相互作用可以增加其穩(wěn)定性,使其能在環(huán)境中持久穩(wěn)定存在[10].

鄭建軍等[15]對隧道瀝青鋪裝過程中的空氣的環(huán)境質(zhì)量進行檢測,證實了在鋪裝過程中會有瀝青煙進入大氣.另外,鋪設好道路瀝青必定受行駛的車輛輪胎相互摩擦,會產(chǎn)生含瀝青的顆粒,進而攜帶 EPFRs一同進入大氣環(huán)境.道路瀝青中的EPFRs也可以吸附在道路揚塵上,隨著道路揚塵進行擴散,進而會危害到人類或其它生物體造成潛在毒性危害16].最近有研究報道大氣顆粒物中的化學組分在光照下可以有EPFRs的二次生成[17],因此推測道路瀝青在光照條件下也可能會產(chǎn)生二次EPFRs,進而增加道路源EPFRs含量和來源的不確定性,有待實驗驗證.

電子順磁共振波譜方法（EPR）是目前能夠檢測EPFRs的唯一方法[18].常用的樣品處理和檢測方案有直接檢測法、水洗脫法、有機溶劑提取法[19].基于EPR檢測得到的g因子可以對EPFRs進行分類:其中以碳原子為中心的自由基的 g因子小于 2.0030;以氧原子為中心的自由基的g因子大于2.0040;而g因子介于兩者之間的是以碳原子為中心的自由基和氧原子為中心的自由基混合存在或是孤電子附近有含氧官能團的碳中心自由基[20].

鑒于道路瀝青可能通過道路源大氣顆粒物危害人體健康,因此本研究采用 EPR的方法對道路瀝青中是否含有EPFRs,以及 EPFRs的濃度、種類等存在特征進行了探索,并探究了道路瀝青光化學作用生成二次 EPFRs的潛能和特征.為進一步評估道路瀝青存在的潛在風險和提前做好預防提供了重要依據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品制備

不同型號的瀝青其四組分的含量上有所不同,導致其在物理性質(zhì)上有所不同.瀝青的型號不同,它們的硬度、軟化點和黏度都不相同.瀝青一般是標號越低,硬度越大,軟化點溫度越高,粘度越小.不同型號瀝青在化學性質(zhì)上區(qū)別不大.用電子天平稱取0.01g三種不同型號的瀝青（70號、30號、10號）,加入 1mL二硫化碳溶解瀝青.隨后將其放入超聲波清洗器（MX—S,美國 SCILOGEX 公司）中 15min,使溶液混合均勻確保瀝青全部溶解.使用膠頭滴管將其轉移至直徑為 45mm 的石英濾膜上,隨后將其放入旋轉蒸發(fā)儀（RE100-Pro,北京大龍興創(chuàng)實驗儀器公司）中進行抽濾 30min,待其干燥完畢后再進行 EPR分析.每種型號的瀝青需要做 3個樣品,最后取所有樣品的平均值做數(shù)據(jù)分析.實驗中,設置空白濾膜作為對照組.

使用溶劑萃取法對瀝青樣品進行預處理,利用溶劑萃取法不僅能萃取出不同極性的組分,還可以對殘留的不可提取的瀝青物質(zhì)進行研究.采用的萃取裝置由不銹鋼制成,裝置內(nèi)部使用特氟龍濾膜過濾萃取溶液,上接正壓空氣泵,底部使用三腳架懸掛干凈的玻璃瓶.萃取溶劑選用不同極性且極性指數(shù)覆蓋范圍廣的多種溶劑進行萃取,溶劑按照極性大小從大到小,以水,甲醇（色譜純,美國 Fisher公司）,二氯甲烷（色譜純,美國 Fisher公司）,正己烷（色譜純,美國 Fisher公司）的順序進行萃取.并在干凈的玻璃容器中分別收集水溶性物質(zhì)和非水溶性組分（每 1次萃取時,以5mL為一個單位進行萃取,每種萃取劑萃取 3次）.最后使用旋轉蒸發(fā)儀萃取后的溶液濃縮至約 0.1mL,將其轉移至 5×28mm 條形石英膜上,并在旋轉蒸發(fā)儀上進行抽濾30min,等待溶劑完全揮發(fā)后進行EPR分析.

1.2 環(huán)境持久性自由基的檢測

道路瀝青中 EPFRs運用電子順磁共振波譜儀（MS5000,德國FREIBERG公司）進行檢測.將準備好的附著有瀝青的石英濾膜放入 EPR諧振腔內(nèi)進行分析,試驗前后用Cr標樣和Mn標樣進行樣品信號強度和 g因子的校準,用空白的石英濾膜作為空白樣.EPR測量參數(shù)設置如下:磁場330～345mT;掃描時間180s;調(diào)制幅度0.2mT;微波功率為8mW[21].

1.3 光化學反應實驗

本研究還分析了瀝青及其各種組分在光化學作用下二次生成EPFRs的能力.將5 × 28mm條形石英膜放置在可見光光源-濱松燈（E1502-04,日本Hamamatsu公司）下進行光照 15min,光照結束后立即再一次進行EPR分析[21].

2 結果與討論

2.1 道路瀝青中EPFRs的種類

圖1為非光照條件下瀝青樣品在萃取前后的平均EPR譜圖.對比圖中的特征光譜可以發(fā)現(xiàn),70號、30號、10號瀝青在萃取前后的光譜特征相似,除了信號強度有所不同外,其他特征類似.不同型號的瀝青在萃取前后的g因子值為2.0030～2.0040,并且3種不同型號瀝青萃取前后的線寬 ΔHp-p接近為 5～6Gs,說明三種不同型號的瀝青中含有的EPFRs具有相同類型的自由基.Kiruri等[14]研究了一種凝固的純?yōu)r青質(zhì)材料中的EPFRs,發(fā)現(xiàn)其g因子為2.0035,線寬ΔHp-p為 5.1Gs,存在的自由基類似半醌型自由基.他們的研究結果與本研究相比較,其g因子和線寬ΔHp-p都十分的相近.

圖1 三種不同型號瀝青萃取前后的平均EPR譜Fig.1 Average EPR spectrum of three different types of asphalt before and after extraction

利用高斯混合模型計算出不同型號瀝青的EPR譜圖中不同類型的 EPFRs的含量并分析其占比.可以發(fā)現(xiàn)瀝青中的EPFRs可分成兩種類型,其中一種 g=2.0023～2.0025,另一種 g ≈ 2.0040.其中 g=2.0023～2.0025代表的是以碳原子為中心的自由基,例如芳烴類自由基.另一種g ≈ 2.0040代表的是以氧原子為中心的自由基,例如半醌自由基.研究結果顯示不同型號瀝青中兩種類型的 EPFRs的平均占比分別為88.8%和11.2%.不同型號瀝青中EPFRs是以碳原子為中心的自由基主導,以氧原子為中心的自由基混合存在的.

由于萃取溶劑的不同,例如多環(huán)芳烴類物質(zhì)可以被二氯甲烷萃取[22],酚類組分可以被甲醇萃取23],不同萃取劑從瀝青中萃取出來的組分也有所不同,導致不同組分中的EPFRs中以碳原子為中心和以氧原子為中心的自由基的占比也不同.如圖 2所示,萃取后的瀝青中EPFRs的g因子有略微的增大的現(xiàn)象,這正是由于經(jīng)過溶劑萃取后瀝青中的EPFRs類型以氧原子為中心的自由基的占比增加的緣故.不同型號道路瀝青中的不同組分中EPFRs的g因子也有細微的差異,這正說明了不同溶劑萃取瀝青組分的化學組成不同其 g因子都有一定的差異性.

圖2 不同型號瀝青及其不同組分萃取前后g因子值Fig.2 g-factor values before and after extraction of different types of asphalt and its different components

關于道路瀝青中EPFRs形成機制,在瀝青生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生多環(huán)芳烴[24],瀝青中的多環(huán)芳烴含有豐富的離域 π電子,可以通過“陽離子-π”的相互作用與缺乏電子或帶正電的物種（如金屬離子）發(fā)生強烈的相互作用誘導了芳烴類自由基和以碳原子為中心的 EPFRs的形成[7].最近,有研究支持大氣顆粒物中的EPFRs可能來源于類氧化石墨烯的缺陷結構[21],瀝青中的 EPFRs可能具有類似的形成機制.另一方面,瀝青的氧化也是生成道路瀝青的重要途徑之一,該過程中會使瀝青所含的芳香族化合物與氧發(fā)生氧化.氧化的芳烴會與金屬離子中心相互作用生成環(huán)境持久性自由基,類似半醌自由基[25].EPFRs在瀝青的生產(chǎn)過程中就會產(chǎn)生,隨后吸附在瀝青顆粒物上穩(wěn)定存在.與金屬離子相互作用生成EPFRs的機理已經(jīng)被一些研究證實,其不僅僅發(fā)生在燃燒的高溫下,同樣也發(fā)生在自然環(huán)境條件下,例如污染的超級基地土壤中生成的EPFRs[26].

道路瀝青中的 EPRFs主要是以碳原子為中心的自由基和以氧原子為中心的自由基混合存在,并推測其主要為半醌自由基或芳烴類自由基,而不同溶劑可以從瀝青中萃取出不同類型的 EPFRs,它們可能來自于不同的生成機制.

2.2 道路瀝青不同組分對EPFRs的貢獻

如圖3和圖4所示,被二氯甲烷萃取的瀝青組分 EPFRs的含量最高,其他組分中 EPFRs的含量與被二氯化碳萃取的組分中EPFRs的含量相比較少,其中二氯甲烷的萃取效率最高可達91.5%.由此可以說明道路瀝青中可萃取的EPFRs主要是由被二氯化碳萃取的組分所貢獻的.鄭祥民等[27]和盧超等[28]對比了多種有機溶劑萃取顆粒物表面半醌自由基的能力,發(fā)現(xiàn)二氯甲烷對半醌自由基的萃取效率最高.由此還可以推測瀝青可萃取組分中的EPFRs可能含有大量半醌自由基.

圖3 不同型號瀝青及其不同組分萃取后的EPFRs的信號強度Fig.3 The signal intensity of EPFRs after extraction of different types of asphalt and its different components

圖4 不同型號瀝青及其不同組分萃取后的EPFRs的信號強度百分比占比Fig.4 The pie chart of the signal intensity percentage of EPFRs after extraction of different types of asphalt and its different components

研究中發(fā)現(xiàn)萃取后EPFRs各組分的總和已經(jīng)超過了原始瀝青,尤其在被二氯甲烷萃取后,溶于二氯甲烷溶劑的組分中的EPFRs的信號強度明顯過高,這可能由于原始瀝青中存在抑制部分EPFRs的物質(zhì),在被二氯甲烷萃取后,這種物質(zhì)被去除,并且溶于二氯甲烷組分的生成 EPFRs比較多,進而導致溶于二氯甲烷的組分中的 EPFRs的信號得到增強.Chen等[21]的研究中發(fā)現(xiàn)鐵離子和銅離子會抑制氧化石墨烯中 EPFRs含量,這表明金屬離子會抑制 EPFRs的生成,這一結果可以解釋了上述的現(xiàn)象.此外,Alili等[29]在研究瀝青與1,2-二氫萘反應發(fā)現(xiàn),在一定的稀釋濃度條件下瀝青生成的自由基的含量會達到最大,由此可以一定程度上理解瀝青在萃取過程中可能改變總EPFRs的總含量.

2.3 光照對道路瀝青中EPFRs的影響

以70號、30號、10號三種不同型號瀝青二氯甲烷萃取組分光照前后的平均 EPR譜圖為例,如圖5所示,可以看出光照前后EPFRs的g因子有略微的增大,并且其峰高有顯著增高.根據(jù)對比其他組分的平均EPR譜圖,分析瀝青中EPFRs在光化學作用下的二次生成 EPFRs的能力.在光照后生成的 EPFRs的 g因子會增加,是由于更多的以氧原子為中心的自由基的生成,進而導致g因子增大.

圖5 三種不同型號的瀝青的二氯甲烷萃取組分光照前后的平均EPR譜圖Fig.5 The average EPR spectra of the dichloromethane extraction components of three different types of asphalt before and after illumination

如圖 6所示,不同型號瀝青及其不同組分生成EPFRs的g因子值在光照后都略微增大,這表明有新自由基的生成,如苯氧型自由基.但是平均 g因子為2.0030～2.0040,其中可溶于甲醇的組分生成 EPFRs的g因子值具有比較大的變化,其g因子大于2.0040.說明瀝青中大部分組分在光化學作用下生成的EPFRs具有相對較大的g因子,但整體而言仍然是以碳原子為中心的自由基和以氧原子為中心的自由基混合存在的.但可溶于甲醇的組分在光化學作用下會引發(fā) EPFRs的種類發(fā)生了顯著變化,從以碳原子為中心自由基變成以氧原子為中心的自由基,預示著光化學催化產(chǎn)生含氧的 EPFRs.瀝青中的苯酚類物質(zhì)如苯酚等,其易溶于甲醇,并且在光照條件下,苯酚類有機物能夠生成苯氧自由基、半醌自由基、環(huán)戊二烯基等相對穩(wěn)定的自由基[30].Chen等[21]實驗也證實苯酚類化合物具有較強的生成含氧的二次EPFRs潛能.因此,甲醇萃取組分具有更加顯著的 g因子改變,生成了二次的含氧EPFRs.

如圖 7所示,瀝青及其不同組分在光照后的EPFRs尤其是瀝青中被甲醇萃取組分的信號強度都有所增加,由此可見,光化學作用不僅僅會導致瀝青中被甲醇萃取組分的EPFRs的種類發(fā)生變化,還會導致瀝青及其不同組分生成的EPFRs的含量增加.不同組分信號增強倍數(shù)分別為 1.1,9.3,1.3和1.3,平均為3.2,這說明含酚類組分在光化學作用下生成EPFRs的潛能最強.不同萃取劑所能萃取出的組分不同,不同組分在光化學作用下生成EPFRs的潛力不同.有報道顯示光照可促進瀝青中的芳香化合物的氧化,從而達到促使瀝青中 EPFRs的生成.瀝青在光照條件下,吸收能量會引發(fā)分子鍵的斷裂,長時間的光照會導致瀝青的組分及其結構都會發(fā)生變化,進而光照激發(fā)瀝青中某些含氧自由基的生成[30].例如,瀝青中含有苯酚類化合物,苯酚在外加條件下能夠脫氫產(chǎn)生苯氧自由基,苯氧自由基就是一種以碳原子為中心的自由基[32].所以瀝青在光照條件下,某些組分中會生成相對較多的二次EPFRs,并且會導致瀝青整體EPFRs種類比例會發(fā)生變化.

圖7 不同型號瀝青各組分光照前后的信號強度（請?zhí)峁㏕IF原圖不可用）Fig.7 The signal intensity of different asphalt components before and after illumination

3 結論

3.1 道路瀝青存在 EPFRs,它是道路大氣顆粒物中EPFRs的潛在來源途徑,含有的EPFRs是典型的以碳原子為中心的自由基為主（89%）,以部分氧原子為中心的自由基混合存在.

3.2 道路瀝青中不同極性組分中含有的 EPFRs的含量和種類均是不同的,其中不可溶劑萃取部分和二氯甲烷可萃取組分是 EPFRs主要的存在組分,甲醇和正己烷分別可以萃取瀝青中的少部分 EPFRs,而水幾乎不可以萃取EPFRs;可萃取組分的g因子要高于不可萃取組分,呈現(xiàn)氧原子為中心的自由基易于被溶劑萃取的趨勢.

3.3 可見光照可以促進道路瀝青中的 EPFRs的二次生成,生成潛能為10%～20%.不同瀝青組分生成二次 EPFRs的能力是不同的,其中甲醇可萃取組分潛能最大,與組分中含有苯酚類物質(zhì)有關;光照不僅可以促進二次EPFRs生成,也可以促使EPFRs的種類發(fā)生改變,光化學生成的二次 EPFRs主要是以氧原子為中心的自由基.