1 引言
全氟化合物(perfluorinated compounds，PFCs)是一類新型有機污染物，主要包括全氟羧酸(perfluorocarboxylic acids，PFCAs)、全氟磺酸(Perfluorinated sulfonic acids，PFSAs)、調(diào)聚醇(Fluorotelomer alcohols，F(xiàn)TOHs)等.自20世紀50年代被3M公司研制以來，憑借其顯著的疏水、疏油性以及較好的表面活性和穩(wěn)定性而被廣泛應(yīng)用(Ahrens，2011).然而，大量含PFCs商品的研發(fā)、生產(chǎn)、使用和處置，使得PFCs通過多種途徑遷移至環(huán)境介質(zhì)及生物體內(nèi)，對生態(tài)環(huán)境及人類健康構(gòu)成威脅.毒理學(xué)研究證實，PFCs具有肝臟毒性、心血管毒性、甲狀腺毒性、神經(jīng)系統(tǒng)毒性、免疫系統(tǒng)毒性及潛在致癌性等.因此，PFCs的環(huán)境污染問題成為環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域中的一個研究熱點.
目前，PFCs已普遍存在于全球各地區(qū)水環(huán)境中，國內(nèi)已有大量的報道證實了PFCs在地表水中的存在.長江、黃河、珠江等七大水系及幾大重要湖泊水體中均有PFCs檢出，除少數(shù)污染較嚴重區(qū)域外大多數(shù)水體∑PFCs低于100 ng·L-1(路國慧等，2012; Zhang et al.，2013).長江最大的支流漢江屬PFCs污染嚴重區(qū)域之一，其∑PFCs含量介于8.6~568 ng·L-1.東湖全氟辛酸(PFOA)與全氟辛烷磺酸(PFOS)濃度范圍分別為61.2~132.0和15.8~246.7 ng·L-1之間(Chen et al.，2012).沿海水體如大連近海、渤海�？诩把睾^(qū)均檢出PFCs的存在，其PFOA與PFOS范圍分別在0.17~37.6、nd~2.25 ng·L-1(Ju et al.，2008)與2.58~81.7、nd~31.9 ng·L-1(Wang et al.，2012)之間.
盡管如此，國內(nèi)自2003年起大量生產(chǎn)使用PFCs，至2006年P(guān)FOS年產(chǎn)量達到247 t(Zhang et al.，2012).而且迄今為止尚無PFCs相關(guān)禁止性條令和規(guī)定出臺.因此，國內(nèi)環(huán)境介質(zhì)及生物體內(nèi)PFCs的污染狀況及變化趨勢仍是當前環(huán)境領(lǐng)域研究的重點之一.河口作為河水與海水的交匯區(qū)域，其PFCs的污染狀況關(guān)乎附近海域水質(zhì)的優(yōu)劣，而且可為海域水體中PFCs污染來源分析提供依據(jù)，是經(jīng)常被研究的對象.現(xiàn)已有長江口(杜旭，2013)、黃河河口(路國慧等，2012)、海河河口(Wang et al.，2012)等河口水體中PFCs污染的相關(guān)研究.雙臺子河口作為北方主要水系之一——遼河的唯一入海通道，暫無PFCs污染狀況的詳細研究和報道.本文以雙臺子河口為研究主體，采用固相萃取與高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜聯(lián)用相結(jié)合的檢測方法測定該區(qū)域水體中11種PFCAs及4種PFSAs的含量水平，并粗略評估PFOA及PFOS對水生生態(tài)及人體健康存在的風險.
2 材料與方法
2.1 樣品采集
水樣于2012年8月采集自雙臺子河口區(qū)域，共15個站位(S1~S15).其中，S1、S2、S3分別位于大凌河、雙臺子河及大遼河入�？谙掠挝恢�，其余樣品均在雙臺子河口附近.樣品站位布設(shè)如圖 1所示.
圖 1 雙臺子河口樣品采集站位
2.2 實驗試劑與儀器
2.2.1 實驗試劑
醋酸銨，色譜級(97%)，大連生化試劑公司;氨水，分析純(25%)，大連生化試劑公司;冰乙酸，色譜級(99.7%)，大連生化試劑公司;甲醇，HPLC級，美國天地公司;乙腈，色譜級，美國天地公司;PFAC-MXB(>99%甲醇/水，包含13種PFCAs和4種PFSAs，Wellington公司);MPFAC-MXA(>99%甲醇/水，包含同位素標記的7種PFCAs和2種PFSAs，Wellington公司).
2.2.2 實驗儀器
HPLC-MS/MS液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜聯(lián)用儀(Agilent 1200高效液相色譜-6400三重串聯(lián)四級桿質(zhì)譜;色譜柱(Agilent C18，2.1 mm×100 mm，3.5 μm);Agilent聚丙烯液相小瓶(1 mL);AUTOTRACE 280柱式固相萃取儀;Waters WAX固相萃取柱(6 cm，150 mg);氮吹儀(12孔);循環(huán)水式真空泵(SHB-III);Nalgene聚丙烯材料采樣瓶(1 L)、燒杯(100 mL)、量筒(500 mL)、容量瓶(100、50 mL)、過濾設(shè)備一套、離心管(10 mL);Whatman纖維濾膜(47 mm);Gilson移液器;pH計(Mettler Toledo);電子天平(BP221S型);純水儀(18.2 MΩ，Millipore);高純氮(99.99%).
2.3 檢測與分析方法
2.3.1 樣品前處理
樣品上機檢測前采用SPE技術(shù)進行處理，具體步驟主要參照Pan等(2014)的方法，先后經(jīng)真空過濾、SPE萃取及氮吹濃縮3個過程.然而，前人對前處理時水樣酸化pH值及加標量沒有一致觀點，這可能與所檢測水體特點及基質(zhì)影響等有關(guān).本研究預(yù)實驗結(jié)果發(fā)現(xiàn)，pH在3、4和7.5時回收率普遍偏高，最高可達219%，而在pH為6時回收率穩(wěn)定在75%~125%之間，滿足方法要求.因此，本實驗最終確定將初始pH值在7.40~7.95之間的水樣酸化至6，并獲得良好的回收率，確保檢測數(shù)據(jù)有效.
SPE萃取步驟中，選用WAX固相萃取柱子完成目標PFCs的富集，主要經(jīng)歷柱子活化、上樣、洗脫收集三大步驟.具體操作如下：
(1)依次用4 mL 0.1%氨水-甲醇、甲醇、高純水活化WAX固相萃取小柱.
(2)水樣以8 mL·min-1的速度流經(jīng)固相萃取柱，然后用4 mL的25 mmol·L-1醋酸銨水溶液(pH在4.5左右)清洗柱子上的雜質(zhì).清洗完成后柱子真空干燥15 min.
(3)用4 mL甲醇、0.1%氨水-甲醇依次洗脫目標化合物并收集至10 mL離心管中.
萃取完成后將洗脫液用12孔氮吹儀濃縮并定容，設(shè)定水浴溫度為35 ℃，氮氣氣流速度至肉眼能看到洗脫液表面有極小漩渦即可，確保氣流針距離液面至少1.5 cm.
2.3.2 高效液相色譜及質(zhì)譜分析條件
本實驗以10 mmol·L-1的醋酸銨水溶液和乙腈作為流動相，進樣量為10 μL，進樣流速控制在0.25 mL·min-1，初始流動相體積比(乙腈：醋酸銨)為2:3.各化合物質(zhì)譜儀的檢測參數(shù)包括定量/定性離子分子量、保留時間等信息見表 1.
表 1 串聯(lián)質(zhì)譜多重反應(yīng)離子檢測參數(shù)
2.4 質(zhì)量控制
(1)空白實驗
固相萃取儀中進樣管路的主要成分是聚四氟乙烯，可能影響實驗結(jié)果.為此，本實驗用高純水進行空白實驗，盡量減小實驗誤差.結(jié)果發(fā)現(xiàn)空白樣品中有目標PFCs檢出，其中PFPeA、PFBA及PFOA含量較高，平均濃度分別為0.45、0.37及0.33 ng·L-1.由此可見，分析用儀器中存在PFCs，在以后的實驗中可考慮管路替換以降低背景值.此外，為了監(jiān)控樣品檢測過程中的交叉污染，本實驗每20個實際樣品設(shè)置一個程序空白，每10個樣品中插入一個溶劑空白和一個質(zhì)控標準工作樣品.
(2)空白加標回收率實驗
向500 mL高純水中加入預(yù)先設(shè)定的3個濃度標準品，前處理方法與實際樣品操作一致.本實驗設(shè)定加標濃度為0.4、4和40 ng·L-1，每個濃度設(shè)6個平行樣.上機檢測后按照回收率=絕對回收率/內(nèi)標回收率公式計算.其中，絕對回收率指定量結(jié)果與實際加標量的比值，內(nèi)標回收率則是樣品中內(nèi)標峰面積與標準工作樣品中相應(yīng)內(nèi)標峰面積平均值的比值.結(jié)果表明，加標濃度為40和0.4 ng·L-1時的回收率均偏高，而中間濃度(4 ng·L-1)各化合物的回收率介于77%~139%之間，平均回收率范圍為91%~121%(見表 2).相對標準偏差(RSD)除PFBA和全氟癸烷磺酸(Perfluorodecane sulfonic acid，PFDS)外，其它13種PFCs的RSD介于4.6%~9.8%間.結(jié)合最終檢測結(jié)果，建議加標量控制在實際樣品中各化合物平均濃度(6.34 ng·L-1)的0.6倍左右較好.
表 2 15種PFCs空白加標回收率、MDL、LOQ及LOD
(3)方法檢出限(MDL)、定量限(LOQ)、檢測限(LOD)
依據(jù)U.S.EPA的計算方法，按照MDL=S×t(n-1，1-α)公式計算即可.式中S為空白高純水樣品中PFCs定量結(jié)果的標準偏差值，t是自由度為n-1時的Student′s值，可查t值表得到.當平行樣品數(shù)n=7，在99%置信區(qū)間(α=0.01)下，t=3.14.LOQ和LOD分別按10倍和3倍空白標準偏差計.本研究中15種PFCs的MDL、LOQ、LOD范圍分別為0.007~0.42、0.021~1.34、0.006~0.40 ng·L-1(見表 2).其中，PFPeA和PFBA的方法檢出限較高，分別達到0.42和0.16 ng·L-1.
3 結(jié)果與討論
本研究中PFCs的濃度采用QQQ軟件在0.5~64 ng·mL-1的線性范圍內(nèi)進行內(nèi)標法定量，詳細結(jié)果如表 3所示.
表 3 雙臺子河口水樣中15種PFCs的濃度
3.1 污染水平
由表 3可知，雙臺子河口水體已存在PFCs污染，樣品中15種PFCs濃度介于43.40~157.71 ng·L-1之間.其中，短鏈的PFBA和PFPeA是水體樣品中的主要污染物，濃度分別介于8.17~82.03和17.58~105.77 ng·L-1，其次是PFOA和全氟己酸(Perfluorohexanoic acid，PFHxA).此結(jié)論與Zhou等(2014)對湯遜湖水體中PFCs的調(diào)查結(jié)果類似.但不同于許多前人的報道如Loos等(2010)、杜旭(2013)對地表水、地下水的調(diào)查結(jié)果.這主要是由于前期研究中均以典型代表PFOS與PFOA為主要研究對象，但很少考察短鏈PFBA和PFPeA.
圖 2為本研究全部站位樣品PFCs濃度堆積柱狀圖，由圖可知，在3個河口正下游方向的S1~S3中，S1樣品∑PFCs濃度最高為95.39 ng·L-1，而雙臺子河口下游方向S2與大遼河河口處S3的濃度相近.不僅如此，S1樣品中PFBA和PFOA的濃度也遠高于S2和S3，幾乎為后2者的2倍，分別為52.50和8.00 ng·L-1.推測大凌河上游的氟化工業(yè)園區(qū)全氟類產(chǎn)品的生產(chǎn)及污水排放是導(dǎo)致S1站位PFCs濃度較高的原因.Bao等(2011)的研究結(jié)果中PFOA的平均濃度高達169.04 ng·L-1.同樣，PFBS也是3個站位中濃度最大者.
圖 2 水樣中PFCs的濃度水平
結(jié)合采樣站位布設(shè)特點還可以發(fā)現(xiàn)，靠近河口位置的S4與S5濃度較高.隨著海域面積擴大或者海水的稀釋，∑PFCs的濃度沿海岸線方向呈遞減趨勢，由157.71 ng·L-1逐漸降至最低濃度43.40 ng·L-1.但在S14與S15兩個站位點處∑PFCs濃度回升，這可能與這兩個站位點處于海灣，受附近漁港碼頭和生活污染有關(guān).
與PFCAs相比，PFSAs在樣品中的含量較低，對PFCs總量的貢獻率較小，百分比介于1.9%~8.4%.即PFCAs是雙臺子河口水體中的主要PFCs類別，這與李飛等(2012)得出的結(jié)論一致.Stock等(2007)在對沉積物中PFCs的分析結(jié)果中同樣發(fā)現(xiàn)樣品中PFCAs對總量的貢獻率遠高于PFSAs.此外，由PFSAs的濃度構(gòu)成百分比圖(見圖 3)可看出，短鏈的PFBS是4種被檢測PFSAs中含量最高的化合物，其平均濃度為2.73 ng·L-1，PFOS的濃度次之.
圖 3 樣品中4種PFSAs濃度百分比構(gòu)成
3.2 不同水域PFOA與PFOS濃度比較
考慮到S1和S3兩個站位點可能受大凌河與大遼河水體PFCs污染的影響，故以下的結(jié)果比較中不包含這二者的濃度.雙臺子河口水體PFOA和PFOS的平均濃度分別為4.85和0.33 ng·L-1，相應(yīng)濃度范圍介于3.27~8.94和0.033~0.96 ng·L-1之間.其中，PFOA濃度與天津段海河(6.86 ng·L-1)(Wang et al.，2012)及萊茵河(2.1~11 ng·L-1)(Eschauzier et al.，2010)相近，高于日本近海海域水體濃度(0.14~1.06 ng·L-1)(Yamashita et al.，2004)，比渤海北部的大凌河(169.04 ng·L-1)(Bao et al.，2011)、黃浦江口(105 ng·L-1)(杜旭，2013)、東湖(61.2~132 ng·L-1)(Chen et al.，2012)、湯遜湖(372 ng·L-1)(Zhou et al.，2013)以及國外如北美湖泊(27~50 ng·L-1)(Boulanger et al.，2004)、日本東京灣(154~192 ng·L-1)(Sakurai et al.，2010)、Svitava河(8100~9100 ng·L-1)(Kovarova et al.，2012)等水體濃度低.PFOS的濃度低于國內(nèi)外大多數(shù)水體，與上游遼河(0.33 ng·L-1)(Yang et al.，2011)一致，略低于鄱陽湖水體濃度(0.35 ng·L-1)(Zhang et al.，2012)，但比日本近海(0.04~0.07 ng·L-1)(Yamashita et al.，2004)水體濃度高.
3.3 風險評估
生態(tài)風險評價(ERA)是繼早期人類健康風險評價之后發(fā)展起來的一個新型研究熱點，是定量研究有毒有機污染物生態(tài)危害的重要手段.由于PFCs的蓄積性，當濃度達到一定程度會威脅到人類的健康.因此，除生態(tài)風險評價之外，通過風險度將污染物和人體健康聯(lián)系起來，采用統(tǒng)一的危害指標定量地描述污染物對人體健康產(chǎn)生的危害進行評價也是有必要的.具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
目前，PFCs的毒性數(shù)據(jù)有限，危害性指標及相關(guān)標準尚未全面界定.故關(guān)于PFCs的風險評估報道不多，暫局限于PFOS與PFOA的生態(tài)風險評估及少量的人群健康風險值的計算.張亞輝等(2013)和曹瑩等(2013)外推法得出的水體中PFOS與PFOA的PNEC基準濃度分別為1和570 μg·L-1，本研究以此計算雙臺子河口水體PFCs生態(tài)風險，計算公式為：風險商=PFCs實際暴露濃度(EEC)÷PNEC值.結(jié)果發(fā)現(xiàn)PFOS與PFOA平均濃度(最大濃度)的風險值分別為0.33×10-3(0.96×10-3)，0.85×10-5(1.57×10-5)，遠小于1，風險較小.
關(guān)于健康風險的評價，結(jié)合本研究水體特點本文參考并簡化US EPA的計算模型，僅考慮人體通過食用魚類水產(chǎn)品對PFOS的攝入量(DI).再依據(jù)李哲敏(2007)對含PFOS物質(zhì)的消費情況的統(tǒng)計結(jié)果，確定魚類水產(chǎn)品的日平均攝入量為 6.5 mg·d-1.魚類對PFOS的生物濃縮系數(shù)幾何平均值為2948(Martin et al.，2003).綜上可得雙臺子河口水體PFOS對人群健康產(chǎn)生的可能風險值(HR)計算見公式(1)至(3)：
其中，取人群平均體重為60 kg計算得到ADI為0.011 ng·kg-1·d-1·人-1.RfD采用美國非致癌性物質(zhì)健康風險參考劑量，PFOS的RfD為25 ng·kg-1·d-1·人-1(So et al.，2006).由此計算得出PFOS的風險值HR=0.444×10-3<1，風險較小.對于其它種類的PFCs，由于缺乏相關(guān)數(shù)據(jù)，暫未進行風險評估.
4 結(jié)論
1)雙臺子河口水體中已存在PFCs污染，∑PFCs的平均濃度為92.87 ng·L-1，短鏈PFBA和PFPeA是研究區(qū)域的主要污染物，其次是PFOA及PFHxA.
2)4種被檢PFSAs中，PFBS含量最高，PFOS次之.
3)水樣中∑PFCs的平均濃度沿遠離河口方向逐漸遞減.
4)在PFOS與PFOA吸入途徑考慮較為單一的情況下，該區(qū)域水體PFOS與PFOA風險較小.
