上海市市政污水中全氟有机酸污染特征

李 飞,曾庆玲,沈春花,赵志领,刘淑坡 (华侨大学土木工程学院,福建 厦门 361021)

上海市市政污水中全氟有机酸污染特征

李 飞*,曾庆玲,沈春花,赵志领,刘淑坡 (华侨大学土木工程学院,福建 厦门 361021)

选择上海市9座市政污水处理厂(WWTPs)作为研究对象,检测其进水和出水中全氟有机酸(PFAs)污染水平.结果表明,市政污水中总PFAs浓度为903～4628ng/L,且中短链(C2～C10)全氟羧酸(PFCAs)的检出率一般高于长链(＞C10)PFCAs,而对全氟烷基磺酸(PFSAs)而言,全氟辛磺酸(PFOS)的检出率远高于全氟丁磺酸(PFBS)和全氟己磺酸(PFHxS).三氟乙酸(TFA)一般是市政污水中污染水平最高的 PFAs,浓度为359～4129ng/L,占总PFAs的20%～93%.尽管全氟辛酸(PFOA)和PFOS的浓度一般低于TFA,甚至在某些情况下还会低于其他PFAs,但在绝大多数情况下它们依然是2种主要的PFAs类污染物,浓度分别为40.6～1571ng/L和21.3～1027ng/L,分别占总PFAs的2%～57%和1%～30%.在污水处理过程中,短链(C2～C5)和长链(＞C10)PFCAs浓度的显著下降,而中等链长(C6～C10)PFCAs和 PFSAs浓度则显著增加.此外,PFAs浓度和工业废水比例之间并不存在明显的正相关关系.

全氟有机酸；市政污水；污染特征；上海市

全氟有机酸(PFAs)主要包含全氟羧酸(PFCAs)和全氟烷基磺酸(PFSAs)2大类物质,具有疏水疏油抗污性等非常独特的物理化学性质,被广泛的应用到工业、商业和个人消费品中.PFAs污染范围宽广,可在世界范围内检出,包括南极、北极和其他偏远地区[1-2].PFAs具有生物积累性和毒性[3],其生态毒理学研究结果表明,PFAs的环境积累已严重威胁到人类健康和生态安全[4-5],因此 2009年斯德哥尔摩公约将全氟辛磺酸、全氟辛磺酸盐和全氟辛烷基磺酰氟等物质增列入优先控制污染物名单.

PFAs的工业生产和使用[6-7]以及市政污水处理厂(WWTPs)均是其进入生态环境的主要途径[8-10],研究表明,长江三角洲地区是中国 PFAs污染较为严重的地区之一[7,11].因此,本研究选择上海市工业废水比例各不相同的市政 WWTPs作为研究对象,检测其进水和出水中的 PFAs污染水平,研究污水处理过程对水相 PFAs污染水平的影响,并确定工业废水比例对市政污水中PFAs污水水平的影响.

1 材料与方法

1.1 试剂

三氟乙酸(TFA,98%)和全氟十一烷酸(PFUnA,95%)购自Sigma-Aldrich公司;五氟丙酸(PFPrA,97%)、全氟丁酸(PFBA,99%)、全氟庚酸(PFHpA,99%)、全氟癸酸(PFDA,98%)、全氟十二烷酸(PFDoA,95%)和全氟丁磺酸钾(PFBS,98%)购自Aldrich公司;全氟戊酸(PFPeA,³94%)、全氟己酸(PFHxA,³97%)、全氟辛酸(PFOA,³90%)、全氟壬酸(PFNA,³95%)和全氟己磺酸钾(PFHxS,³98%)购自 Fluka公司;全氟十四烷酸(PFTA,96%)购自 Alfa Aesar公司;全氟辛磺酸(PFOS,98%)购自ABCR公司.同位素(13C)标记内标 [1,2,3,4-13C4]全氟辛 酸 (MPFOA,50mg/L± 2.5mg/L,直链＞99%,13C4＞99%)和[1,2,3,4-13C4]全氟辛磺酸钠(MPFOS,50mg/L±2.5mg/L,直链＞99%,13C4＞99%)购自Wellington Laboratories Inc.公司.

固相萃取(SPE)柱 Oasis®WAX柱(6mL, 150mg,30μm)购自Waters公司,Envi-Carb分散石墨碳吸附剂购自 Supelco公司.高效液相色谱(HPLC)级甲酸(96%)、冰醋酸(99.7%)和醋酸铵(97.0%)购自美国 TEDIA公司;氨水(25%)购自Fluka公司;HPLC级甲醇(³99.9%)和异丙醇(99.9%)购自 Sigma-Aldrich公司.试验用水均为Milli-Q超纯水.

1.2 样品采集与预处理

2009年3～4月采集上海市9座市政WWTPs原始进水和处理出水,样品与WWTPs信息详见表1.样品采集完成后,在2h内运回实验室,并用γ射线(4MRads,15min)灭活后在-20℃下保存直至分析.

表1 市政污水及其相应污水处理厂(WWTP)详细信息Table 1 Detailed information of municipal sewage samples and their corresponding wastewater treatment plants (WWTPs)

在检测分析前,将样品解冻并平衡至室温后,在23665×g的相对离心力(RCF)下离心15min.准确移取250mL离心上清液至300mL PP瓶中,并用甲酸调节 pH值至 3.0左右备用.采用 Oasis®WAX 柱(6mL,150mg,30μm)进行固相萃取(SPE)[12]:先依次用1%氢氧化铵甲醇溶液(V25%氨水/V甲醇)、甲醇和1%醋酸溶液各10mL活化WAX柱,再用大体积进样器将离心后的水样导入WAX柱内.上样完成后,用10mL 20%甲醇/甲酸溶液(V20%甲醇溶液/V1%甲酸溶液)净化 WAX 柱,再将WAX柱在真空下至少干燥1h.最后,用5mL 1%氢氧化铵甲醇溶液洗脱目标分析物.在整个过程中,将流速均控制在每秒1～2滴内[12].

采用Envi-Carb分散石墨碳吸附剂净化SPE洗脱液,以尽量消除基质效应的影响[13].然后,准确移取400μL净化后的SPE洗脱液于1mL PP自动进样小瓶内,并添加 100μL 20μg/L的内标,以进行仪器分析.

1.3 仪器分析与定量

PFAs的分离采用美国ThermoFisher公司生产的Accela高效液相色谱(HPLC).液相色谱柱采用 Agilent ZORBAX Eclipse Plus C18柱(2.1×150mm,填充粒径为3.5μm),进样量为10μL,流动相采用甲醇和2mmol/L醋酸铵溶液,流速设为250μL/min.初始甲醇比例为10%,在1min时升高到60%,在10min时升高到95%,并保持此比例至12min,然后在12.5min下降到10%,并保持此比例直至18min.

PFAs的定性定量分析采用ThermoFisher公司生产的Finnigan TSQ™ Quantum Access™三组四级杆质谱仪(MS),其中MS和HPLC的接口采用负电喷雾电离源(ESI-),喷雾电压为-3200V,鞘气压力、离子吹扫气压力和辅气压力分别设为25,0,5arb,毛细管温度设为 320℃,碰撞气体压力设为1.5mTorr(1Torr ≈ 133.3Pa).MS在选择反应监测模式(SRM)下运行,各种PFAs的母离子、定性子离子、定量子离子和碰撞能量见相关文献报道[13-14].

采用逆加权(1/X)内标校准曲线法对各种PFAs进行定量,且校准曲线均不强制过原点.为了保证较好的线性(R2＞0.99),在0.01～100μg/L的浓度范围内将校准曲线分成2条,其中低浓度曲线范围为 0.01～1μg/L,高浓度曲线范围为1～100μg/L.

为了防止仪器漂移,在每个样品序列开始和结束时,均做校准曲线.同时,每隔5针实际样品加一针校准曲线确认样(CVS),其计算值应该在其理论值的±30%以内.当CVS达不到该标准时,就需要重新做校准曲线.

1.4 方法检出限(MDL)和方法定量限(MQL)

当某种 PFAs在某个污水样品中未检出时,则向该污水中添加一系列不同浓度的该PFAs,并按照前述方法预处理后进行仪器分析.那么,该PFAs的MDL和MQL可分别按照信噪比(S/N)³3和³10确定,见表2.当某些PFAs可在所有样品中检出时,若能够有效消除基质效应的影响,则可用Milli-Q水代替市政污水,按照上述方法确定其MDL和MQL(表2).

因内标MPFOA和MPFOS含有＜1%的非13C4标记的PFOA和PFOS,所以不能采用上述方法确定PFOA和PFOS的MDL和MQL.若能够找到较低污染水平的市政污水样品,则PFOA和PFOS的MDL可按式3确定[13,15]:

式中:t表示单尾t检验中自由度为n-1且置信度为0.99的t分布函数值;n表示重复分析次数,且需要³7,一般取7;s表示n次重复分析的标准偏差.使用式3确定目标分析物的MDL时,其在样品中的最佳含量应该介于1～5MDL,且要＞MQL[14].然而,目前很难找到含有如此低PFOA和PFOS污染水平的市政污水样品.因此,在有效消除基质效应影响的基础上,本研究采用向Milli-Q水中分别添加5ng/L的PFOA和PFOS代替市政污水,来确定其MDL(表2).

向与净化后SPE洗脱液成分类似的溶液内添加内标以配制溶剂空白,且设溶剂空白中PFOA和 PFOS产生的峰面积分别为 APFOA和APFOS.若向Milli-Q水中添加一系列浓度的PFOA和PFOS,则可将PFOA和PFOS的MQL定义为产生峰面积至少为2APFOA和2APFOS所需添加的浓度(表2).

1.5 质量控制与质量保证

采样和实验过程中所用到的材料均用甲醇和Milli-Q水冲洗并晾干后使用,并避免使用聚四氟乙烯(PTFE)和玻璃材质的容器和材料.

将HPLC系统中PTFE管替换成聚醚醚酮(PEEK)管,并采用氦气脱气代替真空脱气机.为了避免仪器分析时进样针造成样品的交叉污染,一般按照样品浓度由低到高的顺序分析,并且在每次进样完成后分别用 1mL 50%异丙醇/甲醇(V/V)溶液清洗进样针的内壁和外壁.

为了监测样品采集、运输和储存等过程是否存在污染问题,在每个采样天内均制作现场空白样,即按照采样步骤,将 Milli-Q水制成现场空白样,和采集的样品一起运输到实验室,并和样品在相同的条件下保存.为了监测样品运输和储存过程中 PFAs损失问题,在每个采样天内均制作现场加标控制样,即使用 Milli-Q水代替市政污水,并添加50ng/L的目标分析物.在整个样品采集过程中,共制作现场空白样和现场加标控制样各 7个.现场空白样和现场加标控制样均与其制备当天所采集的市政污水样品同步检测.为了监测样品离心、酸化、SPE及其洗脱液净化等步骤的样品污染问题,而制备方法空白样,即采用 Milli-Q水代替市政污水进行预处理.在仪器检测过程中,采用与净化后SPE洗脱液成分类似的溶剂制备仪器空白,在不添加内标的情况下检测仪器背景和污染问题.

为了验证和评估检测分析方法的有效性和精密度而进行加标回收试验,即除TFA和PFOA外,向WWTP A的进水J1中添加50ng/L的目标分析物,而TFA和PFOA的加标量则为1000ng/L,将原污水和加标污水按照上述方法进行5重分析.

1.6 统计分析

采用Microsoft Excel 2003对数据进行统计分析,包括均值、标准偏差(SD)、相对标准偏差(RSD)和单因素方差分析(ANOVA),并选用P=0.05作为显著水平.

2 结果与讨论

2.1 方法的有效性分析

由表2可知,市政污水中各种PFAs的MDL和 MQL 分别介于 0.15～1.18ng/L和 0.40～5.00ng/L的范围内, PFAs的回收率一般在72% ± 7%～127%±15%的范围内,RSD则在 4%～12%的范围内(表 2).由此可见,本研究所采用的检测分析方法在测定市政污水中PFAs时具有较高的灵敏度、准确性和精密度.

表2 市政污水中PFAs检测方法的有效性及其方法检出限(MDL)和方法定量限(MQL)Table 2 The validation of the analytical method and the method detection limits (MDL) and method quatitation limits (MQL) of PFAs in municipal sewage

表3 上海市市政污水中PFAs污染水平(ng/L, n = 3)Table 3 Pollution concentrations of PFAs in municipal sewages from Shanghai, China (ng/L, n = 3)

将液质系统内的PTFE管换成PEEK,短接含PTFE材质的真空脱气机,并用10%甲酸/异丙醇溶液(V/V)过夜清洗液质系统,则在仪器检测过程中,不添加内标仪器空白的信噪比(S/N)均＜3:1.当背景污染等问题将仪器空白的 S/N增加到＞3:1或将标线低浓度端某些PFAs的S/N降低到＜10:1时,则继续用10%甲酸/异丙醇溶液(V/V)过夜清洗液质系统.

现场空白、方法空白和现场加标控制样的检测结果如表2所示.由表2可知,在不添加内标的情况下,在所有方法空白样中均未检出任何目标分析物,这说明在样品离心、酸化、SPE及其洗脱液净化等步骤均不存在污染.现场空白样的检测结果表明,在不添加内标的情况下,除PFOA外也未检出其他PFAs.对 PFOA而言,在不存在内标污染的前提下,其检出率可高达57%,即在7个现场空白样中有4个可检出PFOA,这说明在样品采集和运输过程中存在未知的PFOA污染.为了定量分析PFOA的污染问题,向净化后的现场空白样SPE洗脱液中添加内标,然后重新检测分析,结果表明其PFOA浓度均＜MQL(表2).若考虑到市政污水中较高浓度的PFOA(表3),则在样品采集、运输和储存过程中该水平的PFOA污染并不会对检测结果产生较明显的影响.

现场加标控制样的检测结果表明,各种PFAs的回收率介于 81%±9%～121%±9%的范围内, RSD在3%～14%范围内(表2).有研究表明,固体介质对PFCAs的吸附势随着碳链长度的增加而增加,且对PFSAs吸附势一般远远大于具有相同氟碳链长度的PFCAs[16-19],因此造成现场加标控制样中PFDoA、PFTA和PFOS相对较低回收率(＜90%)的原因可能是样品运输、储存和预处理过程中容器壁的吸附.而PFHpA和PFOA的回收率相对较高,分别为115%±6%和121%±9%,则可能是在样品运输、储存过程中存在未知的污染,但还需要进一步的研究.整体而言,现场加标控制样中各种 PFAs的损失或污染较小,一般不超过±30%,因此可忽略不计.

图1 市政污水中各种PFAs相对百分含量Fig.1 Relative contributions of every analyte to the total PFAs in municipal sewages

2.2 市政污水中PFAs污染水平

由表3可知,上海市市政WWTPs进水和出水中总PFAs浓度介于903～4628ng/L之间,浓度中值为2194ng/L,其中总PFCAs和总PFSAs浓度范围分别为 631～4470ng/L 和 59.1～1106ng/L,浓度中值分别为 2013,187ng/L,分别占总PFAs的70%～98%和2%～30%(图1)，即市政污水中总 PFCAs浓度一般远远大于总PFSAs浓度.

对PFCAs而言,中短链(C2～C10)检出率一般要高于长链(＞C10)，其中TFA、PFPeA、PFHxA、PFOA和PFNA的检出率更是高达100%.由表3可知,TFA不仅可以在所有市政污水中检出,而且在绝大多数水样中还是含量最高的PFAs,浓度介于359～4129 ng/L的范围内,浓度中值为889ng/L,分别占总PFAs和总PFCAs的20%～93%(中值45%)和25% ～ 95%(中值53%).其中,在WWTP D的出水E4中达到最大值,而其进水J4则紧随其后.造成这种现象的原因可能是WWTP D的进水中约含有 40%的印染废水,而某些染料的生产过程中会大量使用 TFA,因此印染废水中不可避免的含有较高污染水平的 TFA.上海市市政污水中TFA污染水平高于全球很多地区的河水、湖水、海水和大气降水[20-24],甚至还高于瑞士某些地区的生活和工业废水[21],但是却低于同样取自上海地区的地表水甚至是饮用水[25],也低于美国部分湖泊水[23],造成这种现象的原因可能是在不同的取样时间段和取样区域内,TFA的污染水平存在较大差异.TFA具有植物毒性,其高毒性阈值EC50为222.1～10000mg/L[26-27].目前,尽管TFA在生态环境中的污染水平还远低于该值,但是今后还是需要加强低浓度污染水平下TFA对生态环境影响的研究.

尽管到目前为止鲜见市政污水中PFPrA污染水平的报道,然而其在本研究中的检出率却高达 94%,在个别样品中的浓度甚至会超过关注度较高的PFOA和PFOS,最高可达332ng/L,中值浓度也达43.7ng/L(表3),这类似于长江三角洲地区环境固体样品的检测结果[28-29],但远高于日本雨水中的污染水平[20].

由表 3可知,在绝大多数情况下,中短链PFCAs(C2～C10)不仅仅检出率要高于长链PFCAs(＞C10),其污染水平一般也高于长链PFCAs.这种污染特征与同样取自长江三角洲地区的污水厂污泥有所不同,在污泥内尽管中短链PFCAs的检出率高于长链PFCAs,但是污染水平却较低[29].目前,造成水相和污泥相中 PFAs污染特征不同的原因并不明确,但可能和 PFAs的固液分配特性等因素有关.

尽管关注度较高的 PFOA污染浓度在大多数情况下要低于TFA,仅在28%的样品中才是污染水平最高的PFAs,甚至在个别样品中其浓度还低于其他 PFAs,但是 PFOA依然是比较重要的PFAs类污染物质,其浓度一般介于 40.6～1571ng/L的范围内(中值浓度328ng/L),分别占总PFAs和总 PFCAs的 2%～57%(中值 17%)和2%～61%(中值 21%).由此可见,本研究中所报道的 PFOA浓度一般高于或类似于其他研究者对国内外市政污水的报道值[10,30-32].

对PFSAs而言,检出率PFOS＞PFBS＞PFHxS,分别为 100%、67%和 50%(表 3),除 PFOS外,PFSAs的检出率均远高于同样取自长江三角洲地区的污泥[29].当污染水平＞MDL时,PFBS和PFHxS的浓度分别介于1.72～113ng/L(中值浓度39.1ng/L)和1.63～121ng/L(中值浓度20.2ng/L)的范围内.由此可见,PFBS和PFHxS的污染水平一般类似于或低于其他研究者对市政污水的报道值[10,30],但高于长江三角洲地区地表水[33-34].尽管关注度较高的PFOS可以在所有水样中检出,但是其污染水平一般要远低于 PFOA(表 3),这和其他研究者对长江三角洲[11,34-36]和阜新[6]等地区地表水和饮用水的报道类似,而对取自其他国家[32,37-38]和中国其他地区[34,39]的环境水样而言,其污染特征往往相反,即PFOS污染水平一般会高于PFOA.

PFOS一般是污染水平最高的PFSAs,其浓度介于 21.3～1027ng/L的范围内,中值浓度为249ng/L,分别占总 PFAs和总 PFSAs的 1%～30%(中值9%)和22%～100%(中值93%).由此可见,本研究中 PFOS污染水平要高于沈阳地区[30]、台湾和美国大部分地区[38]的市政污水,而和新加坡[38]、泰国工业区[36]、日本某些地区[31]的污水相当,但却远低于电子工业和半导体工业废水[38].

2.3 污水处理对PFAs污染水平的影响

污水处理过程中PFAs的水相去除率如图2所示,其中去除率＞0表示水相浓度降低,而＜0则表示水相浓度增加.由表3和图2可知,市政污水在进行二级处理前后,短链(C2～C5)和长链(C11～C14)PFCAs浓度一般显著降低,而中等链长 PFCAs(C6～C10)则显著增加(P＜0.05).对PFSAs而言,在绝大多数情况下,水相浓度在处理前后均有所增加,特别是PFOS在所有WWTPs内均显著增加(P＜0.05).

由图2可知,尽管绝大多数PFSAs和中等链长PFCAs在污水处理前后均显著增加,但是增加的幅度却各不相同.有研究表明,污水处理过程中某些PFAs前体物可以被生物降解转化为PFAs,从而导致其浓度的增加,且转化率可能和处理工艺有关[37,40-41].因此,本研究中PFSAs和中等链长PFCAs浓度显著增加可能源于其前体物的生物降解转化,而增加幅度的差异则可能和原水中前体物的含量及其转化率有关.

在污水处理过程中,导致水相中 PFAs污染水平降低的原因可能包含如下几个方面,即:挥发到大气中、生物降解和吸附到污泥中.首先,PFAs的pKa较低,属于强酸[32,42],在市政污水的pH值条件下,其一般以蒸汽压较低的离子形式存在,可以忽略掉污水处理过程中的挥发损失.其次,PFAs非常稳定,在一般环境条件下不具有生物和非生物降解特性,因此在污水处理过程中应该不能被降解去除[43].有研究表明,在污水处理过程中,PFAs会分配到污泥相中[29,41,44-45],且固体介质对中长链PFAs的吸附势随着碳链长度的增加而增加[16-17].此外,污泥对短链和长链 PFCAs具有类似的吸附势[29].综上所述,可能是污泥吸附导致了处理前后水相短链和长链PFCAs浓度的降低.

图2 污水处理过程中PFAs去除率Fig.2 The removal rates of PFAs during wastewater treatment

尽管本研究在处理前后,PFAs变化的整体趋势符合短链和长链PFCAs显著降低,而中等链长PFCAs和 PFSAs显著增加的规律,但是个别PFAs在个别WWTPs中也存在例外,如TFA在WWTP D、F和H中处理前后的浓度显著增加,而PFHxS在WWTP I中则显著降低(P＜0.05).实际上,在已报道的研究结果中也存在类似的现象,即某些PFAs在处理前后的变化往往无规律可循,例如在有些研究中显著增加,而在另一些研究中则无显著变化甚至显著降低[30,37,41,44-45].造成这种现象的原因目前尚不明确,一般认为是由处理工艺、进水水质和污泥产率及其吸附性能等因素共同影响造成的.

2.4 工业废水比例对PFAs污染水平的影响

一般认为工业生产和使用是PFAs进入生态环境的主要途径之一[6-7],工业废水中PFAs的浓度一般要高于生活废水[10,30,36].因此,本研究选择工业废水比例介于0～90%的9座WWTPs作为取样点,以研究工业废水比例对 PFAs污染水平的影响,结果如图3和表3所示.

由图3和表3可知,尽管随着工业废水比例的增加,某些 PFAs的污染水平在一定程度上有增加的趋势,但是若仅就本研究所涉及的市政WWTPs而言,其水相污染水平与工业废水比例之间并不存在显著的正相关关系.造成这种现象的原因可能是各 WWTPs所接收的工业废水来自不同的行业,而不同行业工业废水中 PFAs及其前体物的污染水平也存在较大差别[32].例如,氟化工业、电子工业和半导体工业废水中PFAs的污染水平一般较高,而当不使用含 PFAs及其前体物的原材料时,工业废水中 PFAs的污染水平则和生活污水相当,甚至低于生活污水[32].

图3 工业废水对市政污水中PFAs污染水平的影响Fig.3 Influences of industrial wastewater on the pollution levels of PFAs in municipal sewage

3 结论

3.1 上海市9座市政WWTPs污水中总 PFAs浓度介于 903～4628ng/L之间,且中短链 PFCAs的检出率一般高于长链 PFCAs,而对 PFSAs而言,PFOS的检出率则远高于PFBS和PFHxS.TFA一般是市政污水中污染水平最高的PFAs,浓度介于359～4129ng/L之间,占总PFAs的20%～93%.尽管PFOA和PFOS的浓度一般低于TFA,甚至在某些情况下还会低于其他PFAs,但在绝大多数情况下它们依然是2种主要的 PFAs类污染物,浓度分别介于40.6～1571ng/L和21.3～1027ng/L,分别占总PFAs的2%～57%和1%～30%.

3.2 在污水处理过程中,短链和长链 PFCAs的浓度一般显著下降,而中等链长PFCAs和PFSAs浓度则显著增加.尽管有研究表明,工业废水中PFAs污染水平一般要高于生活污水,但是在本研究中PFAs浓度和工业废水比例之间并不存在明显的正相关关系.

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Pollution profiles of perfluorinated acids in municipal sewage in Shanghai, China.

LI Fei*, ZENG Qing-ling, SHEN Chun-hua, ZHAO Zhi-ling, LIU Shu-po (College of Civil Engineering, Huaqiao University, Xiamen 361021, China). China Environmental Science, 2012,32(9)：1602～1612

Nine municipal wastewater treatment plants (WWTPs) located in Shanghai, China were selected for quantitative determination of perfluorinated acids (PFAs) in the influent and effluent. The total PFAs concentrations ranged from 903ng/L to 4628ng/L. The detection rates of short- and median-chain (C2-C10) perfluorocarboxylates (PFCAs) were generally higher than long-chain (＞C10) PFCAs, while the detection rates of perfluorootanesulfonate (PFOS) were much higher than perfluorobutanesulfonate (PFBS) and perfluorohexanesulfonate (PFHxS). Trifluoroacetic acid (TFA) was generally the predominant PFAs in municipal sewages and its concentrations were in a range of 359～4129ng/L, accounted 20%～93% for the total PFAs. Although the levels of PFOA and PFOS were not only lower than TFA, but also lower than some the other PFAs in some individual cases, they were still the major pollutants in most cases and their concentrations were 40.6～1571ng/L and 21.3～1027ng/L, and they constituted 2%～57% and 1%～30% of the total PFAs, respectively. During wastewater treatment process, the concentrations of short- and long-chain PFCAs decreased significantly while median-chain PFCAs and PFSAs increased significantly. In addition, there was no obvious positive correlation between the PFAs concentrations in municipal sewages and the ratios of industrial wastewater in the influents of WWTPs.

perfluorinated acids；municipal sewage；pollution profiles；Shanghai City

2012-03-06

国家自然科学基金项目(51108197);福建省自然科学基金项目(2011J05135,2011J01318);国务院侨务办公室科研基金项目(11QZR08,10QZR08);华侨大学引进高层次人才科研启动金项目(10BS213)

* 责任作者, 讲师, lfflxyz@gmail.com

X52

A

1000-6923(2012)09-1602-11

李 飞(1981-),男,山东临沂人,讲师,博士,主要从事水污染控制与持久性有机污染物控制研究.发表论文20篇.