河流不同分子量溶解性有機質(zhì)對全氟化合物賦存形態(tài)的影響

張 杰，趙璞君，夏星輝

北京師范大學環(huán)境學院，水沙科學教育部重點實驗室，水環(huán)境模擬國家重點實驗室，北京 100875

全 氟 化 合物(polyfluoroalkyl substances, PFASs)是一類人工合成的含氟化合物，由于其具有高表面活性、耐熱耐酸、親水親脂等特性而在生產(chǎn)生活中得以廣泛應用[1-2]. PFASs 中碳氟鍵具有很高的穩(wěn)定性使其在環(huán)境及生物介質(zhì)中不易被降解轉(zhuǎn)化[1,3]，故其具有環(huán)境持久性并可在生物體及食物鏈網(wǎng)中富集傳遞[4-7]. PFASs 可在大氣[8]、水[9]、土壤[10]、沉積物[11]、生物體[12]、人體[13]等多介質(zhì)中廣泛檢出. 已有研究[14]表明，PFASs 可對生物體的生長、發(fā)育和生殖等產(chǎn)生多種毒性效應. 因此，PFASs 的環(huán)境污染問題備受全球關(guān)注.傳統(tǒng)的長鏈PFASs，如全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)和全氟辛酸(perlfuorooctanoic acid,PFOA)因其高毒性而被列入持久性有機污染物的優(yōu)控名單[15-16]，在全球范圍內(nèi)限制其生產(chǎn)和使用.

溶解性有機質(zhì)(DOM)是水環(huán)境中廣泛存在的一種有機混合物，其分子量的變化范圍可由幾百到幾十萬Da[17]，能以氫鍵、共價鍵、疏水作用、分配作用等作用力與有機污染物結(jié)合[18]，并對有機污染物的遷移轉(zhuǎn)化、生物毒性和生物有效性等產(chǎn)生重要影響[19-20]. 進入水環(huán)境中的PFASs 將以自由溶解態(tài)、DOM 結(jié)合態(tài)和懸浮顆粒物結(jié)合態(tài)等多種形式賦存[18]，且不同賦存形態(tài)PFASs 的生物有效性存在顯著性差異[21]. 但目前有關(guān)水環(huán)境中PFASs 賦存特征的研究主要集中于水相和沉積相，多關(guān)注總?cè)芙鈶B(tài)和沉積物結(jié)合態(tài)的PFASs，對DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的研究較為匱乏，尤其忽視了不同分子量DOM 對PFASs 賦存形態(tài)的影響，難以準確評價水體PFASs 的生態(tài)環(huán)境及健康風險.

長江流域是我國人口最為集中、城鎮(zhèn)化進程最快的地區(qū)之一，在全國的經(jīng)濟發(fā)展中起到了舉足輕重的作用，同時水環(huán)境污染問題也日益凸顯[22]. 該文以長江干支流為例，研究了11 種典型PFASs(C4～C12)在河流上覆水體中的濃度水平，重點分析了不同分子量DOM 對PFASs 賦存特征的影響，以期為PFASs的生態(tài)風險評價和污染治理提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 標準品與試劑

該文選取11 種典型PFASs 為目標污染物，全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟辛酸(PFOA)購自美國AccuStandard 公司，全氟丁酸(PFBA)和全氟十一酸(PFUnA)購自美國Matrix Scientific Trade 公司，全氟戊酸(PFPeA)、 全 氟 庚 酸(PFHpA)和 全 氟 壬 酸(PFNA)購自日本Tokyo Chemical Industries 公司，全氟丁基磺酸(PFBS)、全氟己酸(PFHxA)、全氟癸酸(PFDA)和全氟十二酸(PFDoA)購自美國Acros Organics 公司. 2 種同位素標記的PFASs 被用作回收率指示劑，13C4-PFOS、13C4-PFOA 購自加拿大Wellington Laboratories 公司. 正己烷、二氯甲烷、乙腈、甲醇、丙酮均為色譜純試劑，購于美國Merck 公司；Waters oasis WAX 固相萃取小柱(200 mg，6 mL)，購于美國Waters 公司；試驗用水為Milli-Q 純凈水.

1.2 采樣點和樣品采集

2014 年8 月，借助全球定位系統(tǒng)(GPS)在長江布設(shè)10 個采樣點，其中長江干流6 個(宜賓段、瀘州段、重慶段、宜昌段、武漢段、大通段)，長江支流4 個(合川段、長沙段、鐘祥段、南昌段). 利用聚丙烯(PP)采樣瓶采集上覆水樣(0～30 cm)，并用0.45 μm 的聚醚砜濾膜過濾，然后低溫運至實驗室進行后續(xù)分析.

1.3 水體中不同分子量DOM 的分離方法

濾后水樣使用切向流超濾法分離不同分子量范圍內(nèi)的DOM. 超濾機型號為Mini-Pellicon(Millipore,Germany)，其超濾流量為13 L/min，配備有Easy-load蠕動泵和硅膠管，超濾膜(聚醚砜濾膜)的截留分子量分別為1、3、5、10 kDa，膜包用純水沖洗至中性后使用. 將已知體積的濾后水樣依次用10、5、3、1 kDa膜包濾過，收集濃縮液用于溶解性有機碳(DOC)和PFASs 分析，其中DOC 濃度采用TOC 儀(Elementar,Germany)測定.

1.4 PFASs 的萃取及儀器分析

上覆水體中PFASs 采用固相萃取法提取[23]，包括總?cè)芙鈶B(tài)(經(jīng)0.45 μm 濾膜過濾)、＜1 kDa 的DOM結(jié)合態(tài)(含自由溶解態(tài))、1～3 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)、3～5 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)、5～10 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)和＞10 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài). 該研究選用Oasis WAX(Waters?, 6 cc, 150 mg)固相萃取柱，依次使用4 mL甲醇(含0.1%氨水)、4 mL 40%的甲醇水溶液進行活化，最后用純水充滿固相萃取柱，置于固相萃取裝置上待用. 過0.45 μm 膜濾后的水樣和超濾后＜1 kDa 的水樣均取500 mL 進行萃取，其余超濾濃縮液取20 mL 進行萃取. 水樣以1～2 滴/s 的速度流過固相萃取柱，最后用2%的甲酸沖洗固相萃取柱，以去除雜質(zhì).整個活化及上樣過程始終保持萃取柱填料潤濕，萃取完的柱子用錫箔紙包好后冷凍干燥. 使用8 mL 甲醇分兩次進行洗脫，洗脫下的溶液用高純氮氣吹干，再用1 mL 80%的甲醇水溶液復溶，并從中取出350 μL轉(zhuǎn)移至帶有PP 內(nèi)襯管的GC-MS 自動進樣瓶中待后續(xù)分析. 每個采樣點設(shè)2 個平行樣. 回收率采用基質(zhì)加標法測定，濾后水樣中加入少量已知濃度的PFASs(0.025 mL, 100 mg/L)，通過比較實測增加值和理論增加值計算PFASs 的回收率.

1.5 質(zhì)量控制與保證

檢出限(LOD)定義為3 倍信噪比，定量限(LOQ)定義為10 倍信噪比，此處噪聲信號使用溶劑背景值.不同PFASs 的定量限在0.005 8～0.65 μg/L 范圍內(nèi). 每次定量前均需重新測定標準樣品，標準曲線的相關(guān)系數(shù)大于0.99 時方可用以定量. 加標水樣中PFASs 的回收率為91%～116%.

1.6 統(tǒng)計分析

該研究描述性統(tǒng)計參數(shù)包括平均值、最小值、最大值；利用Origin 9.0 軟件繪制柱狀圖及箱線圖；利用SPSS 22.0 軟件進行單因素方差分析，差異顯著性水平設(shè)定為P=0.05；利用ArcGIS 10.4 軟件繪制長江流域采樣點的位置示意.

2 結(jié)果與討論

2.1 水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度與組成

長江上覆水體11 種目標PFASs 中只有PFBA(C4)、PFPeA(C5)、 PFHxA(C6)、 PFHpA(C7)和 PFNA(C9)被檢出，其中PFNA 的濃度很低，只能定性檢出. 整體來看，長江上覆水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度范圍為31.8～117 ng/L(見圖1)，平均值為52.6 ng/L. 其中，武漢段PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度為117 ng/L，顯著(P＜0.05)高于其他采樣點，這與武漢建有大型含氟化合物生產(chǎn)基地密切相關(guān)[24]，其濃度偏高可能受到點源污染的影響；合川段PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度次之，為79.4 ng/L；南昌段由于受到長江下游地區(qū)高速發(fā)展的化工紡織產(chǎn)業(yè)影響[21]，PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度亦達到60.6 ng/L.

圖1 不同采樣點上覆水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度Fig.1 Concentrations of total dissolved PFASs in overlying water at different sampling sites

就PFASs 單體而言，PFBA 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度范圍為3.32～21.5 ng/L，平均值為7.40 ng/L；PFPeA 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度范圍為11.6～55.6 ng/L，平均值為23.4 ng/L；PFHxA 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度范圍為8.53～25.4 ng/L，平均值為13.8 ng/L；PFHpA 總 溶 解 態(tài) 的 濃 度 范 圍 為5.38～14.6 ng/L，平均值為7.96 ng/L；且最大值均出現(xiàn)在武漢段. 各采樣點中濃度最高的PFASs 均為PFPeA，其占PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的36.5%～50.3%，其次為PFHxA，占比為21.7%～30.7%，因此PFPeA 和PFHxA 是最主要的單體污染物，這與已有的研究結(jié)果[25]不同. 對長江上覆水體PFASs 的研究[25]發(fā)現(xiàn)，PFOA 是最主要的污染物，PFHxA、PFHpA、PFNA、PFDA 和PFUnA的濃度相對較低. 隨著長鏈PFASs 的毒性效應及危害性不斷深入研究，此類物質(zhì)的禁用和被短鏈PFASs 的替代或已成為主要趨勢[26]. 近年來我國逐步禁止和取締了部分傳統(tǒng)長鏈PFASs[26]，短鏈PFASs已成為生產(chǎn)生活中重要的替代品，這種禁用和替代導致環(huán)境介質(zhì)中短鏈PFASs 的檢出率及污染水平逐步升高，長鏈PFASs 則與之相反.

與國內(nèi)其他河流相比(見表1)，該研究中長江上覆水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的平均濃度高于遼河[27]、大運河[28]、拉薩河[29]及岷江[30]，低于黃河干支流[23]和黃浦江[31]. 可見，長江上覆水體PFASs 濃度仍相對較高，特別是長江武漢段，由于武漢擁有長江中游最大的氟化工業(yè)園區(qū)，故其對長江武漢段的點源污染特征十分突出. 這對該區(qū)域水環(huán)境安全，尤其是取水口水質(zhì)有更高要求，因此，應對武漢氟化工業(yè)的污染排放加強管控. 另外，該研究中長江上覆水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的平均濃度顯著高于長江上游(重慶段、宜昌段)水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的平均濃度. 由于長江上游地區(qū)化工行業(yè)分布較少且人口密度較小，工業(yè)和生活排放強度較低[22]，因此水環(huán)境中PFASs 的總體負荷不高.長江下游地區(qū)化工、紡織和造紙等工業(yè)發(fā)達，具有許多PFASs 潛在排放源[22]. 在沿江工業(yè)和人口分布格局的影響下，長江下游(南昌段、九江段、上海段)PFASs 的濃度水平顯著高于長江平均水平.

表1 我國主要河流上覆水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度比較Table 1 Comparison of total dissolved PFASs in overlying water from different rivers in China

2.2 DOM 含量及其結(jié)合態(tài)PFASs 的賦存特征

由于不同分子量DOM 的組分和結(jié)構(gòu)特性不同，使得不同分子量DOM 的性質(zhì)存在較大的異質(zhì)性，因此不同分子量DOM 對有機污染物的吸附和遷移轉(zhuǎn)化等環(huán)境行為存在顯著差異[35]. 該研究采用超濾法將DOM 按分子量分離為＜1 kDa、1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa 五種組分. 各采樣點不同分子量DOC 濃度如圖2 所示. 其中，＜1 kDa 的DOC 濃度范圍為1.56～3.84 mg/L，平均值為2.51 mg/L，其在武漢段和鐘祥段達到高值；1～3 kDa 的DOC 濃度范圍為0.08～0.19 mg/L，平均值為0.14 mg/L；3～5 kDa 的DOC濃度范圍為0.08～0.19 mg/L，平均值為0.16 mg/L；5～10 kDa 的DOC 濃度范圍為0.08～0.27 mg/L，平均值為0.20 mg/L；＞10 kDa 的DOC 濃度范圍為0.09～0.24 mg/L，平 均 值 為0.14 mg/L. 各 采 樣 點 中＜1 kDa 的DOC 濃度均顯著(P＜0.05)高于其他分子量的DOC濃度.

圖2 不同采樣點上覆水體中不同分子量的DOC 濃度Fig.2 Concentration of DOC with different molecular weights in overlying water at different sampling sites

4 種PFASs 在不同分子量DOM 中的賦存狀況如圖3 所示，PFASs 在DOM 中均被檢出，檢出率為62.2%～100%，其中PFBA 在不同分子量DOM 結(jié)合態(tài)中的檢出率為100%，PFPeA 和PFHpA 次之，檢出率為68.9%. 與＞1 kDa DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 相比，＜1 kDa DOM 結(jié)合態(tài)(含自由溶解態(tài))PFASs 的濃度最高.此外，對于所檢出的4 種PFASs，各采樣點DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的平均濃度整體呈現(xiàn)出隨DOM 分子量增大而下降的趨勢. 例如，長江上覆水體最主要的單體污染物PFPeA 與1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa DOM 的結(jié)合態(tài)濃度分別為0.84、0.22、0.20和0.10 ng/L；＜1 kDa DOM 結(jié)合態(tài)PFPeA(含自由溶解態(tài))的濃度為21.40 ng/L，顯著高于其他分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFPeA 的濃度(P＜0.05). PFHxA 亦是長江水體最主要的單體污染物之一，其與1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa DOM 的結(jié)合態(tài)濃度分別為0.94、0.09、0.05 和0.02 ng/L；＜1 kDa DOM 結(jié)合態(tài)PFHxA(含自由溶解態(tài))的濃度為10.92 ng/L，亦顯著高于其他分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFPeA 的濃度(P＜0.05).

圖3 不同采樣點上覆水體中不同分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的濃度Fig.3 Concentrations of PFASs associated with different molecular weight DOM in the overlying water at different sampling sites

為評估不同分子量DOM 對PFASs 的潛在影響，計算了總?cè)芙鈶B(tài)中不同分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFASs的貢獻率. 由圖4 可知，總?cè)芙鈶B(tài)中DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的貢獻率呈現(xiàn)出隨DOM 分子量增大而下降的趨勢. 對4 種PFASs 而言，其在＜1 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)(含自由溶解態(tài))濃度占總?cè)芙鈶B(tài)濃度的比例均在85%以上，其中PFPeA 的占比(93.4%)最高，PFHxA、PFBA 和PFHpA 的占比分別為89.4%、86.6%和85.0%，這可能與＜1 kDa DOM 的濃度最高有關(guān)，高濃度的DOM 吸附了更多的PFASs[15]. 1～3 kDa DOM 結(jié)合態(tài)PFPeA、PFHxA、PFBA 和PFHpA 的占比次之，分別為4.9%、9.4%、3.7%和12.1%，其他分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的占比不足10%.

圖4 水體總?cè)芙鈶B(tài)中不同分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的吸附貢獻率Fig.4 Adsorption contribution rate of PFASs associated with different molecular weight DOM in total dissolved water

2.3 水體DOM 對PFASs 生物有效性的影響

DOM 與有機污染物間的結(jié)合常數(shù)(KDOC)可以判斷二者親和力的大小，是表征有機污染物在環(huán)境中歸趨的重要參數(shù)[36]，其計算公式：

式中：[PFASs-DOM]為水體DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的濃度，ng/L；[PFASs]為水體PFASs 自由溶解態(tài)的濃度，ng/L；[DOM]為水體DOM 的濃度，以DOC 濃度表示，mg/L.

雖然未測定水體PFASs 的自由溶解態(tài)濃度，但由于同一采樣點水相自由溶解態(tài)PFASs 的濃度為定值，故可由式(1)計算水體DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 濃度與DOM 濃度的比值，相當于對DOM 結(jié)合態(tài)PFASs進行了有機碳歸一化處理，從而間接比較各采樣點不同分子量DOM 與PFASs 的結(jié)合常數(shù). 該研究發(fā)現(xiàn)，同一采樣點不同分子量間的結(jié)合常數(shù)以及不同采樣點同一分子量間的結(jié)合常數(shù)差異較大. 例如，對于長江上覆水體最主要的單體污染物PFPeA，其在武漢段水體的DOM 結(jié)合態(tài)濃度與不同分子量DOM 濃度的比值范圍為4.33×10-6～9.11×10-6；各采樣點中1～3 kDa DOM 結(jié)合態(tài)PFPeA 的濃度與1～3 kDa DOM 濃度比值的變化范圍為0.07×10-6～23.9×10-6，遠大于PFPeA 總?cè)芙鈶B(tài)濃度的變化范圍(11.6～55.6 ng/L). 對所有采樣點進行分析發(fā)現(xiàn)，單位DOM 上PFASs 含量的平均值呈現(xiàn)隨DOM 分子量增大而下降的趨勢，如4 種分子量(1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa)單位DOM 上PFPeA 的含量分別為6.56、1.66、1.07和0.79 ng/mg. 這說明PFASs 與DOM 的結(jié)合常數(shù)除與DOM 分子量有關(guān)外，還可能受其結(jié)構(gòu)、組成等因素的影響，對于不同采樣點的DOM，雖然其分子量范圍相同，但其結(jié)構(gòu)和組成可能存在差異，因此導致與PFASs 具有不同的結(jié)合常數(shù). 傳統(tǒng)疏水性有機污染物(多環(huán)芳烴、多氯聯(lián)苯等)更易與大分子量DOM結(jié)合[37-39]. 這是由于DOM 的分子量越大，其內(nèi)部疏水性區(qū)域就越多，越易于吸附疏水性有機污染物. 而離子型PFASs 與其他疏水性有機污染物的結(jié)構(gòu)性質(zhì)存在明顯差異，其與DOM 的作用機制較為復雜，除疏水作用外，也可通過離子鍵、氫鍵和共價鍵等方式結(jié)合[40-42]. 因此，DOM 與PFASs 的結(jié)合作用除受PFASs自身結(jié)構(gòu)性質(zhì)影響外，還受DOM 分子量、結(jié)構(gòu)組成和官能團等因素的影響.

以往在對水環(huán)境質(zhì)量進行評價時，通常是將自然水體過0.45 μm 濾膜，測定濾液中有機污染物的總?cè)芙鈶B(tài)濃度，并將此濃度造成的生物毒性和生物有效性看作是等濃度的自由溶解態(tài)有機污染物所產(chǎn)生[43]. 但除自由溶解態(tài)外，PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)還包括DOM 結(jié)合態(tài)、膠體結(jié)合態(tài)等，故傳統(tǒng)的水質(zhì)評價方法難以準確估計PFASs 的生態(tài)環(huán)境風險. 另外，最近有研究[44]表明，除自由溶解態(tài)外，小分子量(＜2 kDa)的DOM 結(jié)合態(tài)有機污染物可穿過細胞膜直接進入生物組織，并產(chǎn)生生物有效性. 因此該研究采用＜1 kDa DOM 結(jié)合態(tài)(含自由溶解態(tài))PFASs 的濃度對長江水體PFASs的生態(tài)風險進行評價. 長江水體＜1 kDa DOM 結(jié)合態(tài)PFASs(含自由溶解態(tài))的濃度占水體總?cè)芙鈶B(tài)PFASs的比例均在85%以上，說明水體DOM 結(jié)合態(tài)PFASs具有較高的生物有效性. 從空間分布來看，武漢段DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的濃度最高(見圖3)，特別是＜1 kDa DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的濃度顯著(P＜0.05)高于其他采樣點. 另外，＜1 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 在合川段和南昌段均具有較高濃度，合川段4 種PFASs(PFBA、PFPeA、PFHxA 和PFHpA) ＜1 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)濃度分別為10.68、33.86、11.99 和7.75 ng/L；南昌段4 種PFASs(PFBA、PFPeA、PFHxA 和PFHpA) ＜1 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)濃度分別為8.22、20.80、12.44 和6.47 ng/L，這表明武漢段、合川段及南昌段水體PFASs 的生物有效性和生態(tài)風險均高于其他采樣點. 由于＞1 kDa 的DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 也可通過攝食等途徑進入生物體內(nèi)，可部分產(chǎn)生生物有效性，但目前相關(guān)研究較為匱乏，仍需進一步探究. 因此，未來對水體PFASs 進行生態(tài)風險評價時需綜合考慮不同分子量DOM 結(jié)合態(tài)的含量及其生物有效性.

3 結(jié)論

a) 長江流域上覆水體PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)的濃度范圍為31.8～117.1 ng/L，其中PFPeA 和PFHxA 是最主要的單體污染物. 由于受點源污染的影響，武漢段PFASs 總?cè)芙鈶B(tài)濃度及各單體濃度顯著高于其他采樣點.

b) 長江上覆水體中DOM 的濃度范圍為0.08～3.84 mg/L，各采樣點中＜1 kDa 的溶解性有機碳(DOC，1.56～3.84 mg/L)濃度顯著高于其他分子量(1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa)的DOC 濃度.

c) 4 種PFASs 在DOM 相 中 均 被 檢 出，＜1 kDa的DOM 結(jié)合態(tài)PFASs(含自由溶解態(tài))濃度顯著高于其他分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 濃度.

d) 由于不同分子量DOM 結(jié)合態(tài)PFASs 的生物有效性存在差異，未來對水體PFASs 進行生態(tài)風險評價時需綜合考慮不同分子量DOM 結(jié)合態(tài)的含量及其生物有效性.