河流不同分子量溶解性有机质对全氟化合物赋存形态的影响

2022-09-16赵璞君夏星辉

环境科学研究 2022年9期

张杰，赵璞君，夏星辉

北京师范大学环境学院，水沙科学教育部重点实验室，水环境模拟国家重点实验室，北京 100875

全氟化合物(polyfluoroalkyl substances, PFASs)是一类人工合成的含氟化合物，由于其具有高表面活性、耐热耐酸、亲水亲脂等特性而在生产生活中得以广泛应用[1-2]. PFASs 中碳氟键具有很高的稳定性使其在环境及生物介质中不易被降解转化[1,3]，故其具有环境持久性并可在生物体及食物链网中富集传递[4-7]. PFASs 可在大气[8]、水[9]、土壤[10]、沉积物[11]、生物体[12]、人体[13]等多介质中广泛检出. 已有研究[14]表明，PFASs 可对生物体的生长、发育和生殖等产生多种毒性效应. 因此，PFASs 的环境污染问题备受全球关注.传统的长链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机污染物的优控名单[15-16]，在全球范围内限制其生产和使用.

溶解性有机质(DOM)是水环境中广泛存在的一种有机混合物，其分子量的变化范围可由几百到几十万Da[17]，能以氢键、共价键、疏水作用、分配作用等作用力与有机污染物结合[18]，并对有机污染物的迁移转化、生物毒性和生物有效性等产生重要影响[19-20]. 进入水环境中的PFASs 将以自由溶解态、DOM 结合态和悬浮颗粒物结合态等多种形式赋存[18]，且不同赋存形态PFASs 的生物有效性存在显著性差异[21]. 但目前有关水环境中PFASs 赋存特征的研究主要集中于水相和沉积相，多关注总溶解态和沉积物结合态的PFASs，对DOM 结合态PFASs 的研究较为匮乏，尤其忽视了不同分子量DOM 对PFASs 赋存形态的影响，难以准确评价水体PFASs 的生态环境及健康风险.

长江流域是我国人口最为集中、城镇化进程最快的地区之一，在全国的经济发展中起到了举足轻重的作用，同时水环境污染问题也日益凸显[22]. 该文以长江干支流为例，研究了11 种典型PFASs(C4～C12)在河流上覆水体中的浓度水平，重点分析了不同分子量DOM 对PFASs 赋存特征的影响，以期为PFASs的生态风险评价和污染治理提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 标准品与试剂

该文选取11 种典型PFASs 为目标污染物，全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟辛酸(PFOA)购自美国AccuStandard 公司，全氟丁酸(PFBA)和全氟十一酸(PFUnA)购自美国Matrix Scientific Trade 公司，全氟戊酸(PFPeA)、全氟庚酸(PFHpA)和全氟壬酸(PFNA)购自日本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)购自美国Acros Organics 公司. 2 种同位素标记的PFASs 被用作回收率指示剂，13C4-PFOS、13C4-PFOA 购自加拿大Wellington Laboratories 公司. 正己烷、二氯甲烷、乙腈、甲醇、丙酮均为色谱纯试剂，购于美国Merck 公司；Waters oasis WAX 固相萃取小柱(200 mg，6 mL)，购于美国Waters 公司；试验用水为Milli-Q 纯净水.

1.2 采样点和样品采集

2014 年8 月，借助全球定位系统(GPS)在长江布设10 个采样点，其中长江干流6 个(宜宾段、泸州段、重庆段、宜昌段、武汉段、大通段)，长江支流4 个(合川段、长沙段、钟祥段、南昌段). 利用聚丙烯(PP)采样瓶采集上覆水样(0～30 cm)，并用0.45 μm 的聚醚砜滤膜过滤，然后低温运至实验室进行后续分析.

1.3 水体中不同分子量DOM 的分离方法

滤后水样使用切向流超滤法分离不同分子量范围内的DOM. 超滤机型号为Mini-Pellicon(Millipore,Germany)，其超滤流量为13 L/min，配备有Easy-load蠕动泵和硅胶管，超滤膜(聚醚砜滤膜)的截留分子量分别为1、3、5、10 kDa，膜包用纯水冲洗至中性后使用. 将已知体积的滤后水样依次用10、5、3、1 kDa膜包滤过，收集浓缩液用于溶解性有机碳(DOC)和PFASs 分析，其中DOC 浓度采用TOC 仪(Elementar,Germany)测定.

1.4 PFASs 的萃取及仪器分析

上覆水体中PFASs 采用固相萃取法提取[23]，包括总溶解态(经0.45 μm 滤膜过滤)、＜1 kDa 的DOM结合态(含自由溶解态)、1～3 kDa 的DOM 结合态、3～5 kDa 的DOM 结合态、5～10 kDa 的DOM 结合态和＞10 kDa 的DOM 结合态. 该研究选用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%的甲醇水溶液进行活化，最后用纯水充满固相萃取柱，置于固相萃取装置上待用. 过0.45 μm 膜滤后的水样和超滤后＜1 kDa 的水样均取500 mL 进行萃取，其余超滤浓缩液取20 mL 进行萃取. 水样以1～2 滴/s 的速度流过固相萃取柱，最后用2%的甲酸冲洗固相萃取柱，以去除杂质.整个活化及上样过程始终保持萃取柱填料润湿，萃取完的柱子用锡箔纸包好后冷冻干燥. 使用8 mL 甲醇分两次进行洗脱，洗脱下的溶液用高纯氮气吹干，再用1 mL 80%的甲醇水溶液复溶，并从中取出350 μL转移至带有PP 内衬管的GC-MS 自动进样瓶中待后续分析. 每个采样点设2 个平行样. 回收率采用基质加标法测定，滤后水样中加入少量已知浓度的PFASs(0.025 mL, 100 mg/L)，通过比较实测增加值和理论增加值计算PFASs 的回收率.

1.5 质量控制与保证

检出限(LOD)定义为3 倍信噪比，定量限(LOQ)定义为10 倍信噪比，此处噪声信号使用溶剂背景值.不同PFASs 的定量限在0.005 8～0.65 μg/L 范围内. 每次定量前均需重新测定标准样品，标准曲线的相关系数大于0.99 时方可用以定量. 加标水样中PFASs 的回收率为91%～116%.

1.6 统计分析

该研究描述性统计参数包括平均值、最小值、最大值；利用Origin 9.0 软件绘制柱状图及箱线图；利用SPSS 22.0 软件进行单因素方差分析，差异显著性水平设定为P=0.05；利用ArcGIS 10.4 软件绘制长江流域采样点的位置示意.

2 结果与讨论

2.1 水体PFASs 总溶解态的浓度与组成

长江上覆水体11 种目标PFASs 中只有PFBA(C4)、PFPeA(C5)、 PFHxA(C6)、 PFHpA(C7)和 PFNA(C9)被检出，其中PFNA 的浓度很低，只能定性检出. 整体来看，长江上覆水体PFASs 总溶解态的浓度范围为31.8～117 ng/L(见图1)，平均值为52.6 ng/L. 其中，武汉段PFASs 总溶解态的浓度为117 ng/L，显著(P＜0.05)高于其他采样点，这与武汉建有大型含氟化合物生产基地密切相关[24]，其浓度偏高可能受到点源污染的影响；合川段PFASs 总溶解态的浓度次之，为79.4 ng/L；南昌段由于受到长江下游地区高速发展的化工纺织产业影响[21]，PFASs 总溶解态的浓度亦达到60.6 ng/L.

图1 不同采样点上覆水体PFASs 总溶解态的浓度Fig.1 Concentrations of total dissolved PFASs in overlying water at different sampling sites

就PFASs 单体而言，PFBA 总溶解态的浓度范围为3.32～21.5 ng/L，平均值为7.40 ng/L；PFPeA 总溶解态的浓度范围为11.6～55.6 ng/L，平均值为23.4 ng/L；PFHxA 总溶解态的浓度范围为8.53～25.4 ng/L，平均值为13.8 ng/L；PFHpA 总溶解态的浓度范围为5.38～14.6 ng/L，平均值为7.96 ng/L；且最大值均出现在武汉段. 各采样点中浓度最高的PFASs 均为PFPeA，其占PFASs 总溶解态的36.5%～50.3%，其次为PFHxA，占比为21.7%～30.7%，因此PFPeA 和PFHxA 是最主要的单体污染物，这与已有的研究结果[25]不同. 对长江上覆水体PFASs 的研究[25]发现，PFOA 是最主要的污染物，PFHxA、PFHpA、PFNA、PFDA 和PFUnA的浓度相对较低. 随着长链PFASs 的毒性效应及危害性不断深入研究，此类物质的禁用和被短链PFASs 的替代或已成为主要趋势[26]. 近年来我国逐步禁止和取缔了部分传统长链PFASs[26]，短链PFASs已成为生产生活中重要的替代品，这种禁用和替代导致环境介质中短链PFASs 的检出率及污染水平逐步升高，长链PFASs 则与之相反.

与国内其他河流相比(见表1)，该研究中长江上覆水体PFASs 总溶解态的平均浓度高于辽河[27]、大运河[28]、拉萨河[29]及岷江[30]，低于黄河干支流[23]和黄浦江[31]. 可见，长江上覆水体PFASs 浓度仍相对较高，特别是长江武汉段，由于武汉拥有长江中游最大的氟化工业园区，故其对长江武汉段的点源污染特征十分突出. 这对该区域水环境安全，尤其是取水口水质有更高要求，因此，应对武汉氟化工业的污染排放加强管控. 另外，该研究中长江上覆水体PFASs 总溶解态的平均浓度显著高于长江上游(重庆段、宜昌段)水体PFASs 总溶解态的平均浓度. 由于长江上游地区化工行业分布较少且人口密度较小，工业和生活排放强度较低[22]，因此水环境中PFASs 的总体负荷不高.长江下游地区化工、纺织和造纸等工业发达，具有许多PFASs 潜在排放源[22]. 在沿江工业和人口分布格局的影响下，长江下游(南昌段、九江段、上海段)PFASs 的浓度水平显著高于长江平均水平.

表1 我国主要河流上覆水体PFASs 总溶解态的浓度比较Table 1 Comparison of total dissolved PFASs in overlying water from different rivers in China

2.2 DOM 含量及其结合态PFASs 的赋存特征

由于不同分子量DOM 的组分和结构特性不同，使得不同分子量DOM 的性质存在较大的异质性，因此不同分子量DOM 对有机污染物的吸附和迁移转化等环境行为存在显著差异[35]. 该研究采用超滤法将DOM 按分子量分离为＜1 kDa、1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa 五种组分. 各采样点不同分子量DOC 浓度如图2 所示. 其中，＜1 kDa 的DOC 浓度范围为1.56～3.84 mg/L，平均值为2.51 mg/L，其在武汉段和钟祥段达到高值；1～3 kDa 的DOC 浓度范围为0.08～0.19 mg/L，平均值为0.14 mg/L；3～5 kDa 的DOC浓度范围为0.08～0.19 mg/L，平均值为0.16 mg/L；5～10 kDa 的DOC 浓度范围为0.08～0.27 mg/L，平均值为0.20 mg/L；＞10 kDa 的DOC 浓度范围为0.09～0.24 mg/L，平均值为0.14 mg/L. 各采样点中＜1 kDa 的DOC 浓度均显著(P＜0.05)高于其他分子量的DOC浓度.

图2 不同采样点上覆水体中不同分子量的DOC 浓度Fig.2 Concentration of DOC with different molecular weights in overlying water at different sampling sites

4 种PFASs 在不同分子量DOM 中的赋存状况如图3 所示，PFASs 在DOM 中均被检出，检出率为62.2%～100%，其中PFBA 在不同分子量DOM 结合态中的检出率为100%，PFPeA 和PFHpA 次之，检出率为68.9%. 与＞1 kDa DOM 结合态PFASs 相比，＜1 kDa DOM 结合态(含自由溶解态)PFASs 的浓度最高.此外，对于所检出的4 种PFASs，各采样点DOM 结合态PFASs 的平均浓度整体呈现出随DOM 分子量增大而下降的趋势. 例如，长江上覆水体最主要的单体污染物PFPeA 与1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa DOM 的结合态浓度分别为0.84、0.22、0.20和0.10 ng/L；＜1 kDa DOM 结合态PFPeA(含自由溶解态)的浓度为21.40 ng/L，显著高于其他分子量DOM 结合态PFPeA 的浓度(P＜0.05). PFHxA 亦是长江水体最主要的单体污染物之一，其与1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa DOM 的结合态浓度分别为0.94、0.09、0.05 和0.02 ng/L；＜1 kDa DOM 结合态PFHxA(含自由溶解态)的浓度为10.92 ng/L，亦显著高于其他分子量DOM 结合态PFPeA 的浓度(P＜0.05).

图3 不同采样点上覆水体中不同分子量DOM 结合态PFASs 的浓度Fig.3 Concentrations of PFASs associated with different molecular weight DOM in the overlying water at different sampling sites

为评估不同分子量DOM 对PFASs 的潜在影响，计算了总溶解态中不同分子量DOM 结合态PFASs的贡献率. 由图4 可知，总溶解态中DOM 结合态PFASs 的贡献率呈现出随DOM 分子量增大而下降的趋势. 对4 种PFASs 而言，其在＜1 kDa 的DOM 结合态(含自由溶解态)浓度占总溶解态浓度的比例均在85%以上，其中PFPeA 的占比(93.4%)最高，PFHxA、PFBA 和PFHpA 的占比分别为89.4%、86.6%和85.0%，这可能与＜1 kDa DOM 的浓度最高有关，高浓度的DOM 吸附了更多的PFASs[15]. 1～3 kDa DOM 结合态PFPeA、PFHxA、PFBA 和PFHpA 的占比次之，分别为4.9%、9.4%、3.7%和12.1%，其他分子量DOM 结合态PFASs 的占比不足10%.

图4 水体总溶解态中不同分子量DOM 结合态PFASs 的吸附贡献率Fig.4 Adsorption contribution rate of PFASs associated with different molecular weight DOM in total dissolved water

2.3 水体DOM 对PFASs 生物有效性的影响

DOM 与有机污染物间的结合常数(KDOC)可以判断二者亲和力的大小，是表征有机污染物在环境中归趋的重要参数[36]，其计算公式：

式中：[PFASs-DOM]为水体DOM 结合态PFASs 的浓度，ng/L；[PFASs]为水体PFASs 自由溶解态的浓度，ng/L；[DOM]为水体DOM 的浓度，以DOC 浓度表示，mg/L.

虽然未测定水体PFASs 的自由溶解态浓度，但由于同一采样点水相自由溶解态PFASs 的浓度为定值，故可由式(1)计算水体DOM 结合态PFASs 浓度与DOM 浓度的比值，相当于对DOM 结合态PFASs进行了有机碳归一化处理，从而间接比较各采样点不同分子量DOM 与PFASs 的结合常数. 该研究发现，同一采样点不同分子量间的结合常数以及不同采样点同一分子量间的结合常数差异较大. 例如，对于长江上覆水体最主要的单体污染物PFPeA，其在武汉段水体的DOM 结合态浓度与不同分子量DOM 浓度的比值范围为4.33×10-6～9.11×10-6；各采样点中1～3 kDa DOM 结合态PFPeA 的浓度与1～3 kDa DOM 浓度比值的变化范围为0.07×10-6～23.9×10-6，远大于PFPeA 总溶解态浓度的变化范围(11.6～55.6 ng/L). 对所有采样点进行分析发现，单位DOM 上PFASs 含量的平均值呈现随DOM 分子量增大而下降的趋势，如4 种分子量(1～3 kDa、3～5 kDa、5～10 kDa 和＞10 kDa)单位DOM 上PFPeA 的含量分别为6.56、1.66、1.07和0.79 ng/mg. 这说明PFASs 与DOM 的结合常数除与DOM 分子量有关外，还可能受其结构、组成等因素的影响，对于不同采样点的DOM，虽然其分子量范围相同，但其结构和组成可能存在差异，因此导致与PFASs 具有不同的结合常数. 传统疏水性有机污染物(多环芳烃、多氯联苯等)更易与大分子量DOM结合[37-39]. 这是由于DOM 的分子量越大，其内部疏水性区域就越多，越易于吸附疏水性有机污染物. 而离子型PFASs 与其他疏水性有机污染物的结构性质存在明显差异，其与DOM 的作用机制较为复杂，除疏水作用外，也可通过离子键、氢键和共价键等方式结合[40-42]. 因此，DOM 与PFASs 的结合作用除受PFASs自身结构性质影响外，还受DOM 分子量、结构组成和官能团等因素的影响.

以往在对水环境质量进行评价时，通常是将自然水体过0.45 μm 滤膜，测定滤液中有机污染物的总溶解态浓度，并将此浓度造成的生物毒性和生物有效性看作是等浓度的自由溶解态有机污染物所产生[43]. 但除自由溶解态外，PFASs 总溶解态还包括DOM 结合态、胶体结合态等，故传统的水质评价方法难以准确估计PFASs 的生态环境风险. 另外，最近有研究[44]表明，除自由溶解态外，小分子量(＜2 kDa)的DOM 结合态有机污染物可穿过细胞膜直接进入生物组织，并产生生物有效性. 因此该研究采用＜1 kDa DOM 结合态(含自由溶解态)PFASs 的浓度对长江水体PFASs的生态风险进行评价. 长江水体＜1 kDa DOM 结合态PFASs(含自由溶解态)的浓度占水体总溶解态PFASs的比例均在85%以上，说明水体DOM 结合态PFASs具有较高的生物有效性. 从空间分布来看，武汉段DOM 结合态PFASs 的浓度最高(见图3)，特别是＜1 kDa DOM 结合态PFASs 的浓度显著(P＜0.05)高于其他采样点. 另外，＜1 kDa 的DOM 结合态PFASs 在合川段和南昌段均具有较高浓度，合川段4 种PFASs(PFBA、PFPeA、PFHxA 和PFHpA) ＜1 kDa 的DOM 结合态浓度分别为10.68、33.86、11.99 和7.75 ng/L；南昌段4 种PFASs(PFBA、PFPeA、PFHxA 和PFHpA) ＜1 kDa 的DOM 结合态浓度分别为8.22、20.80、12.44 和6.47 ng/L，这表明武汉段、合川段及南昌段水体PFASs 的生物有效性和生态风险均高于其他采样点. 由于＞1 kDa 的DOM 结合态PFASs 也可通过摄食等途径进入生物体内，可部分产生生物有效性，但目前相关研究较为匮乏，仍需进一步探究. 因此，未来对水体PFASs 进行生态风险评价时需综合考虑不同分子量DOM 结合态的含量及其生物有效性.