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)、調聚醇(Fluorotelomer alcohols，FTOHs)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定性而被廣泛應用(Ahrens，2011).然而，大量含PFCs商品的研發、生產、使用和處置，使得PFCs通過多種途徑遷移至環境介質及生物體內，對生態環境及人類健康構成威脅.毒理學研究證實，PFCs具有肝臟毒性、心血管毒性、甲狀腺毒性、神經系統毒性、免疫系統毒性及潛在致癌性等.因此，PFCs的環境污染問題成為環境科學領域中的一個研究熱點.

　　目前，PFCs已普遍存在于全球各地區水環境中，國內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，除少數污染較嚴重區域外大多數水體∑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、渤海海口及沿海區均檢出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，國內自2003年起大量生產使用PFCs，至2006年PFOS年產量達到247 t(Zhang et al.，2012).而且迄今為止尚無PFCs相關禁止性條令和規定出臺.因此，國內環境介質及生物體內PFCs的污染狀況及變化趨勢仍是當前環境領域研究的重點之一.河口作為河水與海水的交匯區域，其PFCs的污染狀況關乎附近海域水質的優劣，而且可為海域水體中PFCs污染來源分析提供依據，是經常被研究的對象.現已有長江口(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質譜聯用相結合的檢測方法測定該區域水體中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海口下游位置，其余樣品均在雙臺子河口附近.樣品站位布設如圖 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液相色譜串聯質譜聯用儀(Agilent 1200高效液相色譜-6400三重串聯四級桿質譜;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技術進行處理，具體步驟主要參照Pan等(2014)的方法，先后經真空過濾、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影響等有關.本研究預實驗結果發現，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，確保檢測數據有效.

　　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.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.各化合物質譜儀的檢測參數包括定量/定性離子分子量、保留時間等信息見表 1.

　　表 1 串聯質譜多重反應離子檢測參數

　　2.4 質量控制

　　(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.結果發現空白樣品中有目標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，為了監控樣品檢測過程中的交叉污染，本實驗每20個實際樣品設置一個程序空白，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高純水中加入預先設定的3個濃度標準品，前處理方法與實際樣品操作一致.本實驗設定加標濃度為0.4、4和40 ng·L-1，每個濃度設6個平行樣.上機檢測后按照回收率=絕對回收率/內標回收率公式計算.其中，絕對回收率指定量結果與實際加標量的比值，內標回收率則是樣品中內標峰面積與標準工作樣品中相應內標峰面積平均值的比值.結果表明，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.結合最終檢測結果，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

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　　(3)方法檢出限(MDL)、定量限(LOQ)、檢測限(LOD)

　　依據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n=7，在99%置信區間(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的線性范圍內進行內標法定量，詳細結果如表 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).此結論與Zhou等(2014)對湯遜湖水體中PFCs的調查結果類似.但不同于許多前人的報道如Loos等(2010)、杜旭(2013)對地表水、地下水的調查結果.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園區全氟類產品的生產及污水排放是導致S1站位PFCs濃度較高的原因.Bao等(2011)的研究結果中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

　　結合采樣站位布設特點還可以發現，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.

　　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)得出的結論一致.Stock等(2007)在對沉積物中PFCs的分析結果中同樣發現樣品中PFCAs對總量的貢獻率遠高于PFSAs.此外，由PFSAs的濃度構成百分比圖(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的濃度低于國內外大多數水體，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

　　生態風險評價(ERA)是繼早期人類健康風險評價之后發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，除生態風險評價之外，通過風險度將污染物和人體健康聯系起來，采用統一的危害指標定量地描述污染物對人體健康產生的危害進行評價也是有必要的.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　目前，PFCs的毒性數據有限，危害性指標及相關標準尚未全面界定.故關于PFCs的風險評估報道不多，暫局限于PFOS與PFOA的生態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生態風險，計算公式為：風險商=PFCs實際暴露濃度(EEC)÷PNEC值.結果發現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.

　　關于健康風險的評價，結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品對PFOS的攝入量(DI).再依據李哲敏(2007)對含PFOS物質的消費情況的統計結果，確定魚類水產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，由于缺乏相關數據，暫未進行風險評估.

　　4 結論

　　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，該區域水體PFOS與PFOA風險較小.