方淑紅,李 成,卞玉霞,王 迪,郝云慶,印紅玲,孫 靜

岷江流域全氟化合物的污染特征及排放通量

方淑紅*,李 成,卞玉霞,王 迪,郝云慶,印紅玲,孫 靜

(成都信息工程大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,四川 成都 610225)

采用超高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜分析了四川省岷江流域水體中13種全氟化合物(PFASs)的濃度水平.結(jié)果表明,岷江流域水相中PFASs的濃度為1.54~30.2ng/L,平均值為(11.2±8.0) ng/L,濃度最高點(diǎn)出現(xiàn)在樂山下游(30.2ng/L).其中,岷江流域水相中最主要的PFASs為全氟丁烷羧酸(PFBA),濃度為0.16~28.4ng/L,占總?cè)衔锏?4.0%~94.1%(都江堰除外).岷江流域沉積物中PFASs濃度最高點(diǎn)在宜賓三江(岷江、金沙江和長江)匯合處(47.5ng/g dw),最低值在都江堰(0.334ng/g dw).其中,主要的PFASs是全氟己烷羧酸(PFHxA) (4.44%~66.9%)和全氟辛烷羧酸(PFOA) (1.52%~77.5%).岷江流域PFASs的年排放通量為1.443t/a,排放通量最高的為PFBA(1.037t/a),占總排放通量的71.9%.

全氟化合物；岷江；污染特征；排放通量

全氟有機(jī)化合物(PFASs)是化合物分子中的碳原子所連接的氫原子全部被氟原子取代的一類有機(jī)化合物的統(tǒng)稱.由于其特殊的化學(xué)特性,因而被廣泛應(yīng)用于紡織、造紙、包裝、農(nóng)藥、地毯、皮革、地板打磨、洗發(fā)香波和滅火泡沫等工業(yè)和民用領(lǐng)域[1].目前,PFASs幾乎在所有的環(huán)境介質(zhì)和生物體中均有檢出[2-7].研究表明,PFASs可以沿食物鏈發(fā)生生物富集[8-9],并且對(duì)生物體有一定的毒性作用[10],因此,引發(fā)了國際上學(xué)術(shù)界和公眾的廣泛關(guān)注.全氟辛烷磺酸(PFOS)及其鹽類和全氟辛基磺酰氟(PFOSF)被列入新增的POPs名單中.我國也制定出相應(yīng)的措施,要求到2020年基本淘汰PFOS/F.

PFASs在環(huán)境中的遷移方式之一是水體傳輸,并且水體是PFASs在環(huán)境中的一個(gè)匯.雖然PFASs已被管控,但是由于沉積物是PFASs的蓄積庫,隨著時(shí)間的推移,會(huì)向水相分配,給水體帶來二次污染.因此,研究PFASs在水環(huán)境中的濃度水平和分布,對(duì)了解PFASs的污染特征非常重要.

目前,我國對(duì)于環(huán)境中PFASs的調(diào)查研究主要集中在東部及南部地區(qū)的流域,如珠江、長江中下游、淮河、海河、遼河等水體[11-14],而對(duì)西南地區(qū)水體中PFASs的污染現(xiàn)狀則鮮有報(bào)道.岷江作為四川境內(nèi)的主要河流之一,是四川省成都平原最重要的水資源.而針對(duì)岷江流域中PFASs污染特征的研究仍處于空白階段.因此,本研究選取岷江流域作為研究對(duì)象,分析水相及沉積物中PFASs的污染水平及分布特征,估算岷江每年向長江輸出的PFASs通量,為科學(xué)管控PFASs提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品采集

岷江流域從都江堰市被都江堰引水工程分為內(nèi)外江,外江為干流,經(jīng)過新津、彭山、樂山市,到宜賓匯入長江.都江堰以上為岷江上游,而岷江上游為松潘、茂縣、汶川等地,少有工業(yè)污染,因此,本研究從都江堰開始采樣(即岷江中下游),沿途有新津、彭山、樂山和宜賓.樣品采集于2016年10月,具體采樣位置見圖1.采樣前采樣工具(均為不銹鋼材質(zhì))和聚丙烯樣品瓶均用甲醇和超純水進(jìn)行清洗并干燥.采集水樣為表層水,每個(gè)點(diǎn)位采集1.5L,保存于聚丙烯瓶中.每個(gè)點(diǎn)位采集表層沉積物200g,保存于鋁箔紙中,運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室,冷凍干燥后,研磨過100目篩子,-4℃保存.

圖1 岷江中下游采樣點(diǎn)位分布

1.2 標(biāo)準(zhǔn)樣品與試劑

本研究中的標(biāo)準(zhǔn)樣品為高純度混合標(biāo)準(zhǔn)品PFAC-MXB(Wellington公司),含有全氟羧酸類和全氟磺酸類化合物.其中,羧酸類包括:全氟丁烷羧酸 (PFBA),全氟戊烷羧酸(PFPeA),全氟己烷羧酸(PFHxA),全氟庚烷羧酸(PFHpA),全氟辛烷羧酸(PFOA),全氟壬烷羧酸 (PFNA),全氟癸烷羧酸(PFDA),全氟十一烷羧酸 (PFUnDA),全氟十二烷羧酸(PFDoDA).磺酸類包括:全氟丁烷磺酸(PFBS),全氟己烷磺酸(PFHxS)、全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟癸烷磺酸(PFDS).PFAC-MXA為高純度混合碳同位素標(biāo)記品:13C4-PFBA,13C2-PFHxA,13C4-PFOA,13C5-PFNA,13C2-PFDA,13C2-PFUnA,13C2-PFDoA,18O2-PFHxS和13C4-PFOS.

本研究使用的主要實(shí)驗(yàn)試劑包括甲醇(分析純/99.5%、色譜純/99.8%,成都市科隆化工試劑廠)、氨水(25%,成都市科隆化工試劑廠)、Milli-Q超純水.

1.3 樣品前處理方法

水樣和沉積物預(yù)處理參照Chen等[15]的方法.所有水樣處理前,均需0.45μm的尼龍濾膜進(jìn)行過濾,去除懸浮顆粒物.將過濾后的水樣用Cleanert PEP固相萃取柱(500mg/6mL,天津博納艾杰爾科技有限公司)富集并純化,每個(gè)點(diǎn)位2~3個(gè)平行樣.具體操作如下:分別用10mL甲醇和10mL超純水對(duì)固相萃取柱進(jìn)行活化.活化完成后,取500mL過濾后水樣(加入2ng內(nèi)標(biāo))以1滴/s的速度過萃取柱.萃取完成后平衡1h,然后用5mL 20%的甲醇/H2O溶液去除雜質(zhì),最后用10mL甲醇溶液洗脫目標(biāo)化合物至15mL離心管中.洗脫液氮吹近干,用0.6mL甲醇和0.4mL H2O復(fù)溶,過0.22μm尼龍針頭過濾器,轉(zhuǎn)移至樣品瓶中,于-18℃下保存,等待上機(jī)測(cè)樣.

沉積物處理步驟如下:準(zhǔn)確稱取約5.0g沉積物(每個(gè)點(diǎn)位2~3個(gè)平行樣品),置于50mL PP材質(zhì)的離心管中,加入2ng內(nèi)標(biāo),渦旋混合均勻,放置過夜.加入5mL甲醇,超聲萃取15min,4000r/min下離心5min,上清液轉(zhuǎn)移到新的15mL PP離心管中.重復(fù)上述萃取步驟3次.萃取液合并,氮吹至1mL左右,用Milli-Q水稀釋至100mL,過Cleanert PEP固相萃取柱富集純化.洗脫液氮吹近干,用0.6mL甲醇和0.4mL H2O復(fù)溶,過0.22μm尼龍針頭過濾器,轉(zhuǎn)移至樣品瓶中,于-18℃下保存待分析.

1.4 儀器分析方法

本研究采用安捷倫超高效液相色譜-三重四級(jí)桿串聯(lián)質(zhì)譜儀(1290-6470),C18色譜柱(Zorbax SB-C18, 2.1mm′50mm,1.8μm)對(duì)目標(biāo)化合物進(jìn)行定性和定量分析,柱溫維持在35℃.儀器進(jìn)樣量為5μL,在水(5mmol/L的醋酸銨,A相)和甲醇(B相)二元流動(dòng)相的作用下進(jìn)行分離,流速為0.4mL/min,流動(dòng)相梯度如下:0.00~0.10min,A相比例為90%;0.10~ 6.00min,A相比例由90%降為5.00%;6.00~8.00min,A相比例為5.00%,保持2min.質(zhì)譜條件為:采用電噴霧離子源,負(fù)離子模式(ESI),多反應(yīng)離子監(jiān)測(cè)(MRM)模式分析;霧化氣壓力0.24MPa;電噴霧電壓3000V;干燥氣溫度250℃.

1.5 質(zhì)量保證和質(zhì)量控制

為了避免污染,樣品在采集過程中和前處理過程中都避免接觸和使用玻璃以及聚四氟乙烯容器.前處理過程中,每12個(gè)樣品設(shè)置2個(gè)方法空白;為了監(jiān)測(cè)儀器的污染狀態(tài),在測(cè)樣過程中,每20個(gè)樣品設(shè)置1個(gè)溶劑空白.

本研究的方法檢出限(MDLs)定義如下:1)對(duì)于沒有在空白樣品中檢測(cè)出的PFASs,其MDLs值為3倍信噪比時(shí)的濃度;2)對(duì)于在空白樣品中檢測(cè)到的PFASs,其MDLs值為空白樣品中濃度的均值加上3倍的標(biāo)準(zhǔn)偏差.如表1所示,水樣的方法檢出限為0.12~112pg/L,沉積物方法檢出限為0.004~0.212ng/g dw.

表1 PFASs在水和沉積物中方法檢出限及回收率

本研究分別在沉積物中進(jìn)行了5ng/g、水中為5ng/L的回收率實(shí)驗(yàn).表1分別列出了PFASs在水和沉積物中的回收率(各5個(gè)平行樣品),結(jié)果顯示,水樣中PFASs的回收率為76%~122%,沉積物回收率為72~116%,回收率結(jié)果較好,無需對(duì)結(jié)果進(jìn)行校正.

1.6 數(shù)據(jù)分析

2 結(jié)果與討論

2.1 岷江流域水相中PFASs的污染特征

PFASs在岷江流域水相中的濃度為1.54~ 30.2ng/L,平均值為(11.2±8.0) ng/L(圖2).其中濃度最高的采樣點(diǎn)位于樂山下游,為30.2ng/L,然后依次為樂山市區(qū)(14.7ng/L)>新津(14.5ng/L)>宜賓市區(qū)(12.1ng/L)>宜賓上游(11.3ng/L)>樂山上游(7.25ng/L)>彭山市區(qū)(5.26ng/L)>彭山上游(4.57ng/L)>都江堰(1.54ng/L).都江堰PFASs濃度最低,是由于岷江流域流經(jīng)龍池國家森林公園到達(dá)都江堰,在此之前為岷江上游,幾乎沒有工業(yè)污染,人為活動(dòng)對(duì)該流域水體帶來的影響較小.而樂山、新津、宜賓3個(gè)城市,PFASs濃度水平較高,且下游地區(qū)高于上游地區(qū),說明城市生活和工業(yè)污染是岷江水體中PFASs的主要來源.樂山、新津和宜賓均有不同大小的工業(yè)園區(qū),其中涉及到紡織、電子廠、食品加工廠等,而PFASs被廣泛應(yīng)用于紡織材料、電子產(chǎn)品、防火材料和汽車等產(chǎn)品中.樂山地區(qū)最典型,在下游地區(qū)的濃度(30.2ng/L)要顯明顯高于上游地區(qū)(11.3ng/L).周珍等[16]和Sun等[17]的研究結(jié)果顯示污水處理廠進(jìn)水和出水中PFASs濃度變化不大,說明現(xiàn)有的污水處理工藝對(duì)PFASs去除效果并不明顯.因此,工業(yè)廢水或者生活廢水中的PFASs會(huì)進(jìn)入地表水,從而導(dǎo)致岷江在新津、樂山和宜賓河段中的PFASs濃度較高.

13種PFASs在岷江水樣中均有檢出,說明PFASs在岷江流域的廣泛存在.其中PFBA、PFHxA、PFOA和PFDA的檢出率為100%,其次為PFHpA (89%)和PFBS(89%),長碳鏈的PFUnDA、PFDoDA和PFDS的檢出率較低,分別為22%、11%和22%,說明水相中較常見的PFASs為中短碳鏈的化合物(C<10),而長碳鏈的PFASs在水相中并不常見.如圖3所示,在岷江流域水相中,最主要的PFASs為PFBA,濃度為0.16~28.4ng/L,除都江堰外(11.9%),均占總?cè)衔锏?0%以上(54.0%~94.1%).其次為PFOA,濃度為0.07~0.98ng/L,比例為0.47%~ 40.0%.除都江堰外,其它點(diǎn)位PFASs的污染特征較為相似(圖3),說明其它地區(qū)水體中PFAS的污染來源相近.而都江堰最主要的PFASs是PFOA為(0.54±0.22) ng/L,占∑PFASs的40.0%.現(xiàn)有的研究結(jié)果表明,8:2PFOH可以在大氣中發(fā)生遷移并且能夠降解為PFOA[18-19].這可以解釋都江堰雖然遠(yuǎn)離工業(yè)區(qū),而水體中卻仍檢測(cè)出一定濃度的PFOA.

圖2 岷江流域水相中PFASs的濃度水平

漢江武漢段水體中[16]∑PFASs濃度為4.11~ 4.77ng/L,以PFBS和PFHxS 為主,其次是PFBA.拉薩河表層水中∑PFASs濃度為0.006~1.724ng/L,主要污染物為PFBA, 其次為PFPeA[20].大運(yùn)河∑PFASs濃度范圍為7.4~153.5ng/ L(平均40.5ng/L),南方河段大部分以PFOA為主,而北方河段PFOA主導(dǎo)性降低,短碳鏈的PFASs的比例升高[21].雙臺(tái)子河口(遼東灣)短鏈的PFBA 和PFPeA 是水體樣品中的主要污染物,濃度分別介于8.17~82.03ng/L和17.58~ 105.77ng/L[22].錢塘江(杭州段)∑PFASs的濃度水平為0.98~122ng/L,主要污染物為PFOA、PFHxA、PFBA及PFHpA,而長鏈的化合物如PFUnDA、PFDoDA、PFTrDA、PFTeDA 等均未在樣品中檢出[23].加拿大瑞瑟魯特湖中PFASs的濃度水平為0.112ng/L,主要污染物為短碳鏈的PFHxA和PFHxS[24].歐洲萊茵河表層水中PFASs濃度為0.35~621ng/L,PFBA和PFBS是主要污染物[25].通過比較可以看出,岷江流域中PFASs的濃度水平高于漢江、拉薩河及加拿大瑞瑟魯特湖,低于雙臺(tái)子河口、錢塘江、大運(yùn)河及萊茵河.短碳鏈的PFASs在不同流域水體中占主導(dǎo)因子,說明近年來PFASs的生產(chǎn)和使用正在從長碳鏈向短碳鏈轉(zhuǎn)變.由于長碳鏈的PFASs具有較強(qiáng)的生物富集能力及生物毒性[9-10],美國國家環(huán)保署已于2010年宣布,到2015年逐步消除PFOA及長碳鏈的PFCAs[26].另外,我國也將短碳鏈的PFASs及C6調(diào)聚物作為PFOA(C8)替代品,應(yīng)用于油墨、滅火劑、半導(dǎo)體材料滅火劑等領(lǐng)域,從而導(dǎo)致近年來短碳鏈PFASs在環(huán)境中呈現(xiàn)出較高的濃度和比例.

圖3 岷江水相及沉積物中PFASs的比例特征

2.2 岷江流域沉積物中PFASs的污染特征

如圖4所示,沉積物中∑PFASs的濃度范圍在0.334~47.5ng/g dw之間,平均濃度為(13.2±14.4) ng/g dw.除PFDS和PFDoDA外,其它11種PFASs在岷江流域均有不同程度的檢出.其中,檢出頻率最高的是PFHxA和PFOA,在所有樣品中均被檢出;其次為PFHpA(78%)和PFNA(78%).另外幾種短碳鏈的PFASs的檢出頻率,如PFBA(67%)、PFPeA (33%)和PFBS(22%),相較于水相中的檢出率均有所降低(PFBA:100%;PFPeA:78%;PFBS: 89%).這是由于PFASs的碳鏈越短,其ow值越小[27],因而不容易向有機(jī)質(zhì)中分配,從而導(dǎo)致沉積物中檢出頻率低于水相.

岷江流域沉積物中主要的PFASs是PFHxA,占總PFASs的4.44%~66.9%;其次為PFOA,占總PFASs的1.52%~77.5% (圖3).值得關(guān)注的是,雖然PFBA和PFPeA的檢出頻率并不高,但是在樂山及宜賓河段呈現(xiàn)出較高的濃度,且市區(qū)濃度明顯高于上游濃度.其中PFBA在樂山上游未檢出,市區(qū)和下游的濃度分別為11.7ng/g dw(占比81.5%)和8.87ng/g dw(占比49.3%);在宜賓上游為2.17ng/g dw(占比9.03%),市區(qū)為21.4ng/g dw(占比45.1%).這說明樂山和宜賓市區(qū)有PFBA的污染源,如涂料和油漆助劑、化妝品助劑等通過大氣或者水體進(jìn)入岷江.

圖4 岷江流域沉積物中PFASs的濃度水平(ng/g dw)

從空間分布來看,沉積物中∑PFASs濃度最高的為岷江在宜賓市區(qū)的三江匯合處,濃度為47.5ng/g dw,約是宜賓上游地區(qū)(24.0ng/g dw)的2倍.這表明城市污染源是岷江流域水體中PFASs的主要來源.樂山下游(18.0ng/g dw)和樂山市區(qū)(14.4ng/g dw)的濃度僅次于宜賓河段,都江堰地區(qū)的濃度最低,僅為0.334ng/g dw.總體來說,PFASs在底泥中的濃度從上游河段至下游呈現(xiàn)出升高趨勢(shì),這和PFASs在水相中的空間分布有一定差異.主要原因有以下兩點(diǎn):(1)當(dāng)?shù)匚廴驹从绊?樂山、宜賓下游地區(qū)城市發(fā)達(dá),城市生活及工業(yè)污染源較多,導(dǎo)致下游地區(qū)污染物濃度升高.(2) PFASs是一類有機(jī)污染物,在水體中容易從水相向沉積物有機(jī)質(zhì)中分配.楊耿等[28]的研究結(jié)果表明,岷江上游沉積物有機(jī)質(zhì)含量較低(0.02~ 0.81%),而下游河段沉積物中有機(jī)質(zhì)含量較高(0.14~ 2.03%),即PFASs在下游河段更易向沉積物中分配.因此,城市生活和工業(yè)污染源以及下游河段沉積物中有機(jī)質(zhì)含量較高,是導(dǎo)致下游地區(qū)沉積物中PFASs濃度升高的主要原因.

Zhao等[29]調(diào)查研究了天津海河中PFASs的污染特征,PFASs的總濃度為0.52~16.3ng/g,其中PFOS和PFOA是主要的污染物.Chen等[15]的研究發(fā)現(xiàn),遼河沉積物中PFASs的總濃度為0.54~2.34ng/g,其中PFHxA和PFOA是主要的污染物.黃河沉積物中[30]PFASs的總濃度為8.19~17.4ng/g(平均濃度11.6ng/g),長碳鏈的PFASs是主要污染物.加拿大瑞瑟魯特湖沉積物中PFASs濃度為0.064ng/g, 主要污染物為PFOA[24].法國塞納河支流沉積物中PFASs濃度為8.4ng/g dw,PFOS為主要污染物[31].通過比較可以看出,不同流域沉積物中PFASs的濃度水平和污染特征存在較大差異,岷江流域沉積物中PFASs的濃度高于海河、遼河流域及瑞瑟魯特湖,和黃河流域、塞納河支流相當(dāng).

2.3 岷江流域PFASs的年排放通量

宜賓市區(qū)采樣點(diǎn)位于岷江與長江、金沙江匯合處,采樣點(diǎn)到長江無點(diǎn)源污染,因此,本文選取宜賓三江匯合處宜賓河段來估算岷江向長江輸出的PFASs的通量,可以反映出岷江流域PFASs的年輸出量.本研究采用Pan等[32]估算長江PFASs排放通量的計(jì)算公式,具體如下:

water=water×water(1)

sediment=sediment×sediment(2)

total=water+sediment(3)

式中:water為污染物在水相中的濃度,t/m3;water為岷江流域的年徑流量,m3;sediment為污染物在沉積物中的濃度,t/t dw;sediment為岷江流域的年輸沙量,t.水利部長江水利委員會(huì)在2017年長江泥沙公告中[33]的數(shù)據(jù)顯示,岷江流域2016年徑流量(water) 7.72×1010m3,2016年輸沙量(sediment)為1.07×1010t (干重).

如表2所示,岷江流域PFASs的通量為1.443t/a,其中溶解態(tài)的(水相)排放通量為0.9347t/a,占總排放通量的64.8%;通過沉積物輸出的通量為0.5083t/a,占總排放通量的35.2%.其中,排放通量最高的是PFBA,為1.037t/a,占總排放通量的71.9%,然后依次為PFPeA(0.2364t/a,16.4%)、PFOA(0.0803t/a, 5.57%)、PFHxA(0.0334t/a,2.31%)、PFBS(0.0233t/a, 1.61%)、PFHpA(0.0217t/a,1.50%)、PFNA(0.0064t/a, 0.44%)、PFDA(0.0039t/a,0.27%)和PFOS(0.0004t/a, 0.03%).Pan等[32]的研究結(jié)果顯示,長江每年P(guān)FASs的排放通量為20.7t/a.本研究中岷江流域PFASs年通量僅占長江流域的6.96%.雖然岷江流域PFASs濃度水平并不低,如長江水相中PFASs濃度為18.9~ 21.6ng/L,沉積物為0.33~0.46ng/g dw;印度恒河PFASs濃度為<0.04~3.91ng/L.但是由于岷江年徑流量和輸沙量較低,所以岷江流域PFASs通量遠(yuǎn)低于長江(20.7t/a)、印度恒河(69t/a)、及歐洲河流(18.82t/a)[32,34-35].雖然岷江流域PFASs的排放通量低于其它流域,但是由于PFASs難以降解,可以隨河流發(fā)生長距離遷移,因此,仍需加強(qiáng)對(duì)岷江流域PFASs的管控.另外, PFASs本地源的排放量、當(dāng)?shù)亟邓俊⒑恿鲝搅髁考澳嗌沉吭诓煌蓸訒r(shí)間均存在一定差異,從而導(dǎo)致PFASs排放通量的估算存在一定的不確定度,因此,應(yīng)加強(qiáng)對(duì)岷江流域中PFASs的監(jiān)測(cè)分析,以便更全面準(zhǔn)確的掌握岷江流域向長江流域排放的PFASs通量.

表2 岷江流域向長江年輸出PFASs通量的估算(t/a)

注:-:在宜賓市區(qū)水相或沉積物中未檢出.

3 結(jié)論

3.1 岷江流域水相中PFASs的濃度為1.54~ 30.2ng/L,平均值為(11.2±8.0) ng/L,濃度最高點(diǎn)出現(xiàn)在樂山下游,為30.2ng/L,最低點(diǎn)為都江堰.其中,岷江流域水相中最主要的PFASs為PFBA,濃度為0.16~ 28.4ng/L,占總PFASs的50%以上(54.0%~94.1%,都江堰除外).

3.2 岷江流域沉積物中PFASs濃度最高點(diǎn)在宜賓三江匯合處(47.5ng/g dw),最低處為都江堰(0.334ng/ g dw).主要的PFASs是PFHxA(4.44%~66.9%)和PFOA(1.52%~77.5%).

3.3 岷江流域PFASs的年排放通量為1.443t/a,排放通量最高的為PFBA(1.037t/a),占總排放通量的71.9%.

[1] Prevedouros K, Cousins I, Buck R, et al. Sources, fate and transport of perfluorocarboxylates [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(1):32-44.

[2] Yu N, Wang X, Zhang B, et al. Distribution of perfluorooctane sulfonate isomers and predicted risk of thyroid hormonal perturbation in drinking water [J]. Water Research, 2015,76:171-180.

[3] Chen H, Yao Y M, Zhao Z, et al. Multimedia distribution and transfer of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) surrounding two fluorochemical manufacturing facilities in Fuxin, China [J]. Environmental Science & Technology, 2018,52(15):8263-8271.

[4] Tian Y, Yao Y, Chang S, et al. Occurrence and phase distribution of neutral and ionizable per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in the atmosphere and plant leaves around landfills: A case study in Tianjin, China [J]. Environmental Science & Technology, 2018,52(3): 1301-1310.

[5] Song X, Vestergren R, Shi Y, et al. Emissions, transport, and fate of emerging per- and polyfluoroalkyl substances from one of the major fluoropolymer manufacturing facilities in China [J]. Environmental Science & Technology, 2018,52(17):9694-9703.

[6] Yeung L W Y, Dassuncao C, Mabury S, et al. Vertical profiles, sources, and transport of PFASs in the Arctic Ocean [J]. Environmental Science & Technology, 2017,51(12):6735-6744.

[7] Poothong S, Thomsen C, Padilla-Sanchez J A, et al. Distribution of novel and well-known poly- and perfluoroalkyl substances (PFASs) in human serum, plasma, and whole blood [J]. Environmental Science & Technology, 2017,51(22):13388-13396.

[8] Martin J W, Mabury S A, Solomon K R, et al. Bioconcentration and tissue distribution of perfluorinated acids in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2003,22(1):196-204.

[9] Fang S H, Chen X W, Zhao S Y, et al. Trophic magnification and isomer fractionation of perfluoroalkyl substances in the food web of Taihu Lake, China [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(4):2173-2182.

[10] Eriksen K T, Raaschou-Nielsen O, Sorensen M, et al. Genotoxic potential of the perfluorinated chemicals PFOA, PFOS, PFBS, PFNA and PFHxA in human HepG2cells [J]. Mutation Research, 2010, 700(1/2):39-43.

[11] So M K, Miyake Y, Yeung W Y, et al. Perfluorinated compounds in the Pearl River and Yangtze River of China [J]. Chemosphere, 2007, 68(11):2085-2095.

[12] Li F S, Sun H W, Hao Z N, et al. Perfluorinated compounds in Haihe River and Dagu Drainage Canal in Tianjin, China [J]. Chemosphere, 2011,84:265-271.

[13] Yang L P, Zhu L Y, Liu Z T. Occurrence and partition of perfluorinated compounds in water and sediment from Liao River and Taihu Lake, China [J]. Chemosphere, 2011,83:806-814.

[14] Yu N Y, Shi W, Zhang B B, et al. Occurrence of perfluoroalkyl acids including perfluorooctane sulfonate isomers in Huai River Basin and Taihu Lake in Jiangsu Province, China [J]. Environmental Science & Technology, 2013,47(2):710-717.

[15] Chen X W, Zhu L Y, Pan X Y, et al. Isomeric specific partitioning behaviors of perfluoroalkyl substances in water dissolved phase, suspended particulate matters and sediments in Liao River Basin and Taihu Lake, China [J]. Water Research, 2015,80:235-244.

[16] 周 珍,胡宇寧,史亞利,等.武漢地區(qū)水環(huán)境中全氟化合物污染水平及其分布特征 [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2017,12(3):425-433. Zhou Z, Hu Y N, Shi Y L, et al. Occurrence and distribution of per- and polufluoroalkyl substances in waste water and surface water samples in Wuhan [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3):425-433.

[17] Sun H W, Li F S, Zhang T, et al. Perfluorinated compounds in surface waters and WWTPs in Shenyang, China: mass flows and source analysis [J]. Water Research, 2011,45(15):4483-4490.

[18] Liu J X, Avenda?o M S. Microbial degradation of polyfluoroalkyl chemicals in the environment: A review [J]. Environment International, 2013,61:98-114.

[19] Ellis D A, Martin J W, De Silva A O, et al. Degradation of fluorotelomer alcohols: A likely atmospheric source of perfluorinated carboxylic acids [J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(12):3316-3321.

[20] 孫殿超,龔 平,王小萍,等.拉薩河全氟化合物的時(shí)空分布特征研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(11):4298-4306. Sun D C, Gong P, Wang X P, et al. Special distribution and seasonal variation of perfluoroalkyls substances in Lhasa River Basin, China [J]. China Environmental Science, 2018, 38(11):4298-4306.

[21] 樸海濤,陳 舒,焦杏春,等.大運(yùn)河豐水期水體中全氟化合物的分布 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(10):3040-3047. Piao H T, Shu C, Jiao X C, et al. Geographical distribution of perfluorinated compounds in waters along the Grand Canal during wet season [J]. China Environmental Science, 2016, 36(10):3040-3047.

[22] 魏立娥,邵秘華,張 晶,等.雙臺(tái)子河口水體全氟化合物的污染水平分析 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016,36(5):1723-1729. Wei L E, Shao M H, Zhang J, et al. The pollution analysis of perfluorinated compounds in water of the Shuangtaizi estuary [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016,36(5):1723-1729.

[23] 張 明,唐訪良,俞雅雲(yún),等.錢塘江(杭州段)表層水中全氟化合物的殘留水平及分布特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2015,36(12):4471-4478.Zhang M, Tang F L, Yu Y Y, et al. Residue concentration and distribution characteristics of perfluorinated compounds in surface water from Qiantang River in Hangzhou section [J]. Environmental Science, 2015,36(12):4471-4478.

[24] Lescord G L, Kidd K A, De Silva A O, et al. Perfluorinated and Polyfluorinated Compounds in Lake Food Webs from the Canadian High Arctic [J]. Environmental Science & Technology, 2015.

[25] M?ller A, Ahrens L, Surm R, et al. Distribution and sources of polyfluoroalkyl substances (PFAS) in the River Rhine watershed [J]. Environmental Pollution, 2010,158(10):3243-3250.

[26] US-EPA PFOA Stewardship Program. http://www.epa.gov/oppt/pfoa/ pubs/stewardship/pfoastewardshipbasics.html [Z]. 2010.

[27] Higgins C P, Luthy R G. Sorption of perfluorinated surfactants on sediments [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(23): 7251-7256.

[28] 楊 耿,秦延文,韓超南,等.岷江干流表層沉積物中磷形態(tài)空間分布特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2018,39(5):2165-2173.Yang G, Qin Y W, Han C N, et al. Distribution of phosphorus fractions in surface sediments of Minjiang Mainstreams [J]. Environmental Science, 2018,39(5):2165-2173.

[29] Zhao X, Xia X, Zhang S, et al. Spatial and vertical variations of perfluoroalkyl substances in sediments of the Haihe River, China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2014,26(8):1557-1566.

[30] Zhao P, Xia X, Dong J, et al. Short- and long-chain perfluoroalkyl substances in the water, suspended particulate matter, and surface sediment of a turbid river [J]. Science of The Total Environment, 2016,568:57-65.

[31] Labadie P, Chevreuil M. Partitioning behaviour of perfluorinated alkyl contaminants between water, sediment and fish in the Urge River (nearby Paris, France) [J]. Environmental Pollution, 2011,159(2): 391-397.

[32] Pan C G, Ying G G, Zhao J L, et al. Spatiotemporal distribution and mass loadings of perfluoroalkyl substances in the Yangtze River of China [J]. Science of The Total Environment, 2014,493:580-587.

[33] 水利部長江水利委員會(huì).長江泥沙公報(bào) [Z]. 2017. Changjiang Water Resources Commission of the ministry of water resources. Changjiang sediment bulletin [Z]. 2017.

[34] McLachlan M S, Holmstr?m K E, Reth M, et al. Riverine discharge of perfluorinated carboxylates from the European continent [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41(21):7260-7265.

[35] Yeung L W Y, Yamashita N, Taniyasu S, et al. A survey of perfluorinated compounds in surface water and biota including dolphins from the Ganges River and in other waterbodies in India [J]. Chemosphere, 2009,76(1):55-62.

Pollution characteristics and flux of perfluoroalkyl substances in Minjiang River.

FANG Shu-hong*, LI Cheng, BIAN Yu-xia, Wang Di, HAO Yun-qing, YIN Hong-ling, SUN Jing

(College of Resources and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu 610225, China)., 2019,39(7)：2983~2989

Thirteen kinds of perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances (PFASs) were analyzed in water and sediment samples collected from Minjiang River by ultra-performance liquid chromatography tandem mass spectrometry (UPLC-MS/MS). PFASs in water phase were in the range of 1.54~30.2ng/L, with mean value of (11.2±8.0) ng/L, and the greatest value appeared at the down stream of Leshan city (30.2ng/L). In addition, perfluorobutanoic acid (PFBA) was the predominant PFASs in water phase, with the concentrations of 0.16~28.4ng/L and concentration profile of 54.0%~94.1% (except Dujiang yian). PFAS concentrations in sediment displayed the highest level (47.5ng/g dw) at Yibin city, near the confluence of Minjiang River, Jinsha River and Yangtze River, while the lowest one was at Dujiang Yan (0.334ng/g dw). Furthermore, the main PFASs in sediment were perfluorohexanoate (PFHxA) (4.44%~66.9%) and perfluroroocantanoic acid (PFOA) (1.52%~77.5%). Estimated flux of PFASs in Minjiang River was 1.443tons/year, and PFBA displayed the greatest mass loading (1.037tons/year), accounting for 71.9% of total flux.

perfluoroalkyl substances；Minjiang River；pollution characteristics；estimated flux

X522

A

1000-6923(2019)07-2983-07

方淑紅(1986-),女,山東濟(jì)寧人,講師,博士,研究方向?yàn)榄h(huán)境化學(xué).發(fā)表論文17篇.

2018-11-19

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(21607018,41601422);四川省教育廳科研基金資助項(xiàng)目(2017Z055);成都信息工程大學(xué)引進(jìn)人才科研啟動(dòng)項(xiàng)目資助項(xiàng)目(KYTZ201605);成都信息工程大學(xué)中青年學(xué)術(shù)帶頭人科研基金資助項(xiàng)目(J201714)

* 責(zé)任作者, 講師, fsh@cuit.edu.cn