2020, Vol. 41
2. 中国水利水电科学研究院, 北京 100038
2. China Institute of Water Resources and Hydropower Research, Beijing 100038, China
自20世纪50年代以来, 由于全氟化合物(perfluoroalkyl substances, PFASs)的大量使用而导致的环境问题成为学术界关注的热点.PFASs含有键能极高的C—F键, 从而具有很高的化学稳定性与热稳定性、表面活性及难降解性等独特的理化性质, 而且在环境中具有很长的持久性, 所以在工业生产和日常生活中得到了广泛的应用.然而在生产和使用过程中, 大量PFASs被释放到河流[1]、海洋[2]和湖泊[3]等地表水体及沉积物中[4].除了在不同环境介质中被检出, 在生物体内也发现了PFASs的存在, 而且PFASs在生物体内能够发生明显富集, 并经食物链产生放大效应[5].众多研究已证实PFASs具有显著的生物毒性效应[6], PFASs对生物的免疫系统、消化系统和生殖系统都会产生毒害影响, 并能致使生物产生癌变[7, 8].此外, PFASs还能进行远距离传输, 已被确定为典型全球性污染物.基于此, 典型PFASs同系物全氟辛基磺酰氟(perfluorooctane sulfonyl fluoride, POSF)与全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)及其盐类被《斯德哥尔摩公约》列为优先控制的污染物名单.在各环境介质中, 水体环境是污染物重要的汇.PFASs已成为影响我国水环境安全的重要污染物[6, 9].因此, 有关PFASs在水体环境中的排放、环境行为与过程已引起了高度关注.
近年来, 随着PFASs的禁用, 作为替代品其前体物和中间产物得到了广泛使用.相关研究表明：作为PFASs前体物或中间产物的氟调聚醇(fluorotelomer alcohols, FTOHs)、全氟辛烷磺酰胺(perfluorooctanesulfonamide, FOSA)与全氟辛基磺胺乙醇磷酸酯(diperfluorooctanesulfonamido ethanol-based phosphate, di-SAmPAP)都已在水体环境和人体血清中检出[9~11].而且已有研究证实, PFASs前体物在环境中最终转化成PFASs, 是环境中重要的潜在来源之一[9]; 如作为全氟烷基酸类前体物的N-烷基全氟磺酰胺(N-alkyl perfluoroalkane sulfonamides)、MeFASAs与FTOHs在环境中最终转化成PFOS和PFOA[12, 13]; 挥发性的PFASs前体物能在大气中转化成全氟烷基羧酸类物质(perfluorinated carboxylic acids, PFCAs)[14].已有众多研究针对我国水环境中PFASs的污染状况展开调查.然而, 目前针对PFASs前体物排放及其环境行为与过程的研究还非常缺乏, 主要还处于方法的探索阶段, 如运用羟基自由基对水体样品进行氧化处理, 对比氧化前后溶液中污染物浓度, 从而确定前体物的含量[15, 16], 这些研究也进一步证实水环境中PFASs前体物的存在及其对污染的贡献是不可忽视.
鄱阳湖是我国最大的淡水湖, 是长江流域一个非常重要的季节性湖泊.乐安河全长279 km, 流域面积约8 521 km2, 全年雨量充沛.该河流沿东北-西南流向, 与昌江汇合后注入饶河, 最终注入鄱阳湖.乐安河沿途支流众多, 其中包括流经德兴铜矿的大邬河, 由于每年德兴铜矿排放大量酸碱性废水经大邬河排入乐安河内, 导致乐安河出现较为严重的水质污染[17, 18]; 但到目前为止, 有关乐安河水体环境中PFASs及其前体物污染状况的研究还鲜见报道.
因此, 本文对乐安河水体及附近污水厂出水中PFASs与其前体物的含量水平、空间分布及前体物的转化进行了研究, 以期为系统了解乐安河水质污染状况及进行相应污染防控提供重要的基础数据和资料.
1 材料与分析 1.1 样品采集根据乐安河所处地区的气候特征, 每年3~5月为平水期, 所以本研究选择在2018年4月采集水样, 具有较好的代表性.考虑到乐安河支流和接纳污水的情况, 在其上中下游共设置10个采样点; 其次, 考虑到对乐安河水质的影响程度, 选择两个污水厂采集其出水样品, 具体位置见图 1.
|
图 1 采样点位置示意 Fig. 1 Schematic graph of the sampling sites |
河流水体样品采集是用5 L的有机玻璃采样器进行, 主要采集0~20 cm的表层水; 污水厂样品是在其出水口采集.为了去除其中的悬浮颗粒物, 采集的所有样品都先经玻璃纤维滤膜(1.2 μm)过滤, 然后保存在经甲醇与去离子水反复润洗过的高密度聚乙烯(HDPE)瓶中, 用超纯水作为空白样品, 在实验过程中跟水样进行同样处理.在采样过程及样品预处理等各个实验环节中所用到的所有器具都禁止与含氟的实验材料和容器接触.
1.2 试剂与材料 1.2.1 实验试剂本研究用到的所有物质(15种PFASs和3种前体物)的标准样品及其内标物纯度均大于98%, 都从加拿大Wellington公司购买; 其它实验用品如甲醇(色谱纯)购自美国Tedia公司; 氨水(25%, 优级纯)购自比利时Acros公司.
1.2.2 实验仪器及测试条件本研究所用的实验仪器及信息如下：Waters BEH-C18的色谱柱(2.1 mm×50 mm, 1.7 μm), 超高效液相色谱质谱联用仪(UPLC-MS/MS, Waters Acquity UPLC-Quattro Premier XE型), 弱阴离子交换柱(WAX柱, QasisⓇ WAX, 6 cc, 150 mg, 30 μm), Amberlite XAD-2树脂(Supleco, 美国), Agilent聚丙烯液相小瓶(1 mL), 玻璃纤维滤膜(1.2 μm, Whatman公司), 氮吹仪(Organomation Associates公司, 加拿大), Milli-QA10去离子水发生器(Millipore公司, 美国).
1.2.3 实验测试条件UPLC测试条件：分别用2 mmol乙酸铵的水和甲醇混合液(98:2)与2 mmol乙酸铵的甲醇溶液用作流动相, 进样量为5 μL, 流速为0.30 mL·min-1, 色谱柱温度为40℃.
MS条件：碰撞气(Ar)流速为0.18 mL·min-1, 电喷雾离子源, 离子源温度为120℃, 负离子扫描(ESI-), 多反应监测(MRM)模式, 辅助气(N2)流速为10 mL·min-1, 雾化温度为380℃.
1.3 样品前处理水样的预处理程序如下：依次用0.1%氨水的甲醇溶液、甲醇、水对样品进行活化, 上述3种液体都是4 mL; 然后向过滤后的1 L样品中加入10 ng内标物; 混合均匀后以1 mL·min-1的速度过WAX小柱; 过滤后用pH为4的醋酸盐缓冲液(4 mL, 25 mmol·L-1)对小柱进行清洗, 然后对小柱进行离心以去除残留的液体; 最后用甲醇(4 mL)与含0.1%氨水的甲醇溶液洗脱目标物质, 洗脱液过氮吹, 用初始流动相定容至1 mL上机分析监测.
1.4 样品氧化处理本研究基于羟基自由基氧化法[16]对样品中前体物的含量进行研究, 在碱性条件下利用过硫酸盐(S2O82-)在碱性条件下热解产生羟基自由基, 该羟基自由基能够氧化水体样品中的前体物生成PFCAs; 在此氧化处理的基础上, 对处理前后溶液中PFASs的浓度差异进行分析, 从而确定前体物的含量.具体操作步骤：将2 mL过硫酸盐(60 mmol·L-1)与1.9 mL氢氧化钠(150 mmol·L-1)溶液添加到盛有125 mL未过滤水样的HDPE瓶中, 所有样品都做3个平行, 最后将所有HDPE瓶在油浴中加热6 h(85℃), 加热完成后冷却至室温.
1.5 质量保证与控制本研究以超纯水作为空白对照样品, 所有处理过程与样品相同, 对空白样品进行回收率分析监测.结果表明：样品中待测物的加标回收率在80.35%~113.65%之间, 相对标准偏差为5.67%~8.65%;样品中待测物质的检出限为0.01~0.33 ng·L-1, 空白样品中没有待测物检出.
1.6 数据统计本研究运用SPASS 16.0和Excel 2013对实验数据进行处理分析.
2 结果与讨论 2.1 河流和污水厂出水中PFASs的浓度目标污染物的浓度监测结果表明(表 1和图 2), 在乐安河表层水体和污水厂出水样品中15种PFASs都被检出, 在3种前体物中, 只有FOSA被检出, 其它两种物质都未被检出, 但其浓度明显低于典型PFCAs和PFSAs物质的值. 18种目标监测物质(包括15种PFASs与3种前体物)的总浓度范围为14.89~114.87 ng·L-1, 均值为38.43 ng·L-1; 在18种监测物中, 未被检测出来或浓度较低的物质为PFDoDA、PFTrDA、PFTeDA和PFDS; 浓度较高的为PFOS、PFOA、PFHxS和PFHxA, 其均值分别为9.21、6.04、5.31和4.80 ng·L-1.
|
表 1 乐安河河流水体与污水处理厂出水样品中PFASs及其前体物的浓度1)/ng·L-1 Table 1 Concentrations of PFASs and their precursors in the water of the Le'an River and the effluents of sewage treatment plants/ng·L-1 |
|
图 2 氧化前和氧化后PFASs的质量浓度 Fig. 2 PFASs concentrations before and after oxidation treatment |
此外, 在所有被测物质中, 短链PFASs的浓度普遍高于长链; 已有的研究表明, 随着碳链的变长, PFASs在水中的溶解度降低, 短链物质较长链物质更易溶于水, 在水中更易被检测到[19]; 此外, 近年来, 在工业生产中, 由于具有更低的毒性和生物富集能力, 短链PFASs物质逐渐替代长链物质, 这也是导致环境中短链PFASs浓度偏高的一个重要原因[20].
从分析结果可以看出, 乐安河河流水体中18种被测物质的浓度均值为28.76 ng·L-1; 其中, PFOS和PFOA是浓度最高的两种物质, 浓度均值分别为6.49 ng·L-1和5.01 ng·L-1 (表 1).从空间分布上来看, 乐安河下游水体中18种被测物质的总浓度明显高于上游(图 2), 位于城市和工业区附近采样点水体中被测物质的浓度高于其它地区, 此结果说明城市化和工业化程度及工业废水和生活污水的排放对水体PFASs含量水平有重要影响[21, 22].在所有河流采样点中, S6点的浓度最高, 该点位于工业园区附近, 而且又有污水厂的排入, 这可能是导致该采样点PFASs浓度较高的主要原因.此外, S1点水体样品也含有较高的PFASs浓度, 这可能与S1点位于婺源城区下游、污水厂ST1污水排入影响有关; 而S2~S4采样点附近主要是山区和农田, 没有任何工业废水和生活污水的排入, 所以其PFASs的浓度较低; S10位于乐安河注入鄱阳湖的入湖口, 该点PFASs的浓度高于上游但低于S6点, 自S6采样点往下游, PFASs的浓度呈递减趋势, 这与河流的稀释等有关(图 2).所以, 乐安河河流水体中PFASs的含量呈明显的空间差异, 工业发展、城市化及人口密度对水环境中PFASs的含量有重要影响[16, 23].
污水厂出水样品18种检测物质中浓度最高的是PFOS和PFHxS, 浓度分别为13.21~32.41 ng·L-1和6.92~23.45 ng·L-1(表 1); 从其结果来看, 污水厂出水中PFASs及其前体物的浓度明显高于河流水体, 这与已有很多研究的结果相一致[2, 24~27]; 所以污水厂的排放可能是附近河流水体PFASs的一个重要来源. 3种前体物中, FOSA在河流水体和污水厂出水中的浓度分别为0.11~0.57 ng·L-1和0.08~0.15 ng·L-1, 因此河流水体中FOSA的浓度明显高于污水厂出水.
2.2 氧化处理后PFASs及其前体物的浓度变化本研究运用羟基自由基氧化法对乐安河河流水体和污水厂出水样品进行氧化处理, 处理后观察PFASs各同系物浓度的变化情况, 以期决定水体样品中前体物的含量.结果显示, 两种水体中PFCAs的浓度都有明显的增加(表 2), 而PFSAs的浓度并没有显著变化; 此结果验证了水体中前体物的存在, 而且经氧化处理后, 前体物主要转化为碳原子数4~12的PFCAs, 碳原子数为13和14的PFTrDA和PFTeDA浓度没有变化.所以, 前体物是水体环境中不可忽视的潜在污染源.
|
|
表 2 氧化处理后PFCAC4~C12浓度增加值(Δ[PFCAs])/ng·L-1 Table 2 Increased concentrations of PFCAC4~C12 after oxidation treatment (Δ[PFCAs])/ng·L-1 |
对氧化处理后乐安河水体和污水厂出水样品的浓度值进行分析, 结果显示, 碳原子数为4~12的PFCAs浓度(∑Δ[PFCAC4~C12])分别增加了7.09~13.77 ng·L-1和21.31~22.80 ng·L-1(表 2); 乐安河水体中浓度增加量最大的3种物质为PFHxA、PFOA和PFHpA(图 3), 其浓度分别增加了0.56~3.80、0.48~2.80和1.02~2.67 ng·L-1; 污水厂出水中浓度增加量最大的3种物质为PFHxA、PFOA和PFBA(图 3), 其浓度分别增加了5.52~8.39、3.03~6.57和0.95~5.15 ng·L-1; PFHxA和PFOA是两种水体中浓度增加量最多的物质; 而羟基自由基氧化处理并没有导致PFASs同系物浓度产生明显变化; 此结果说明羟基自由基氧化处理导致PFASs前体物主要转化为PFCAs, 而并没有转化为PFASs类物质.此外, 乐安河水体和污水厂出水全部样品中, 碳原子数为4~8的PFCAs浓度增加值远高于碳原子数为9~12的PFCAs, 说明氧化处理后PFASs前体物质大多转化为碳链较短的PFCAs; 而大多数水体中碳原子数为13和14的PFTrDA和PFTeDA的浓度还出现了略微降低的现象, 此结果与Wallington等[28]的研究结果一致.
|
图 3 氧化前PFCAs质量浓度([PFCAs]氧化前), 氧化后PFCAs质量浓度增加值(Δ[PFCAs])及Δ[PFCAs]与[PFCAs]氧化前的比值 Fig. 3 Individual PFCAs before oxidation treatment ([PFCAs]before oxidation), increased concentrations of PFCAs (Δ[PFCAs]) after the oxidation treatment, and the ratios of Δ[PFCAs] to [PFCAs]before oxidation |
而对于乐安河水体, 氧化处理后, 10个采样点∑Δ[PFCAC4~12]的值存在明显的空间差异性(图 3), 最高值出现S4点(13.77 ng·L-1), 其次是S6点(13.21 ng·L-1), 最低值在S8点(7.09 ng·L-1); 所以, 氧化处理后∑Δ[PFCAC4~C12]的高值和低值分布分别出现在河流的上游和下游, 反映出PFASs前体物含量在乐安河上下游河流水体中的明显差异性.而氧化处理后, 污水厂出水样品∑Δ[PFCAC4~C12]值明显高于乐安河河流水体样品的值, 此结果进一步验证了污水厂出水是河流水体不可忽视的PFASs污染源.
本研究在分析氧化处理后PFCAs增量的基础上, 对水体样品PFCAs的转化率{Δ[PFCAs]/[PFCAs]氧化前[PFCAs浓度增加量Δ[PFCAs]与氧化前PFCAs浓度([PFCAs]氧化前)的比值]}进行了进一步分析(图 3和表 3).结果表明：在乐安河水体中, PFDA、PFBA和PFUnDA具有较高的转化率, 其均值分别为2.05、1.30和1.09;在污水厂出水样品中, PFBA、PFHxA和PFHpA的转化率较高, 比值分别为0.56~1.14、0.38~1.22和0.35~1.13;所以污水厂出水中PFCAs的转化率明显低于河流水体.氧化后污水厂出水中PFCAs的转化率较低, 而PFCAs的增量较高, 说明污水处理过程中可能存在前体物的降解[16].
|
|
表 3 氧化后PFCAs的浓度增加量(Δ[PFCAs])与氧化前PFCAs([PFCAs]氧化前)的浓度比值1) Table 3 Ratio of the increased concentration of perfluorinated carboxylic acids upon oxidation of PFCAs precursors in samples after oxidation treatment (Δ[PFCAs]) against the concentration of individual PFCAs before oxidation treatment([PFCAs]before oxidation) |
2.3 PFASs来源探索分析
目前有关PFASs污染源的研究还处于方法探讨阶段, 其中重要的方法之一是利用PFASs同系物的浓度比值进行PFASs潜在污染来源的分析[29], 如当PFOS/PFOA值高于1.0时, 可能存在PFASs的点源污染排放[30, 31]; 当PFOA/PFNA值低于1.5时, 可能受到大气沉降PFASs的影响[32]; 当PFOA/PFNA值为1.7~56.8时, 可能有PFASs的二次污染源[31]; 当PFOA/PFNA值为7~15时, 可能有直接排放的工业污染源[33]; 本文研究的乐安河河流水体中PFOS/PFOA和PFOA/PFNA比值范围分别为0.99~1.66和1.15~2.57, 说明周围可能有PFASs点源污染影响乐安河水体环境, 同时大气沉降及PFASs的二次污染也对乐安河水体环境PFASs污染有贡献.
3 结论(1) 乐安河河流水体和附近污水厂出水中15种PFASs及其3种典型前体物的浓度分别为14.89~40.84 ng·L-1和58.63~114.87 ng·L-1; 在此两种水体中含量较高的物质包括PFOS、PFOA、PFHxS、PFHxA和PFNA; 污水厂出水中各物质的浓度明显高于河流水体.
(2) 乐安河水体环境中18种被测PFASs物质的总浓度具有明显的空间差异性; 工业废水和污水厂排水及城市化程度是河流水体PFASs含量出现差异的重要影响因素..
(3) 采用羟基自由基氧化处理后, 河流水体和污水厂出水中碳原子数为4~12的PFCAs浓度明显升高, 而长碳链的PFTrDA和PFTeDA及PFSAs的浓度却变化不大; 氧化处理后水体中PFASs浓度增长证实了水体环境中前体物的存在, 氧化处理后前体物主要转化为碳原子为4~8的短链PFCAs.
(4) 氧化处理后, 污水厂出水中∑Δ[PFCAC4~C12]的值远高于河流水体, 污水厂出水中前体物的转化率却低于河流水体, 说明前体物在污水处理过程中可能发生降解.
| [1] | Wang S L, Wang H, Deng W J. Perfluorooctane sulfonate (PFOS) distribution and effect factors in the water and sediment of the Yellow River Estuary, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2013, 185(10): 8517-8524. DOI:10.1007/s10661-013-3192-5 |
| [2] | Wang S L, Cao X Z, Zhang H, et al. Oxidative conversion of potential perfluoroalkyl acid precursors in Jiaozhou Bay and nearby rivers and sewage treatment plant effluent in China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2018, 136: 481-490. DOI:10.1016/j.marpolbul.2018.09.045 |
| [3] | Cao Y X, Cao X Z, Wang H, et al. Assessment on the distribution and partitioning of perfluorinated compounds in the water and sediment of Nansi Lake, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2015, 187(10): 611. DOI:10.1007/s10661-015-4831-9 |
| [4] |
巩秀贤, 李斌, 柳玉英, 等. 浑河-大辽河水系水体与沉积物中典型全氟化合物的污染水平及生态风险评价[J]. 环境科学学报, 2015, 35(7): 2177-2184. Gong X X, Li B, Liu Y Y, et al. Pollution levels and ecological risk assessment of typical perfluorinated compounds in riverine water and sediments of Hun River and Daliao River Watershed[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(7): 2177-2184. |
| [5] | Fang S H, Zhang Y F, Zhao S Y, et al. Bioaccumulation of perfluoroalkyl acids including the isomers of perfluorooctane sulfonate in carp (Cyprinus carpio) in a sediment/water microcosm[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2016, 35(12): 3005-3013. DOI:10.1002/etc.3483 |
| [6] | Hekster F M, Laane R W P M, De Voogt P. Environmental and toxicity effects of perfluoroalkylated substances[A]. In: Reviews of Environmental Contamination and Toxicology[M]. New York: Springer, 2003. 99-121. |
| [7] | Newsted J L, Jones P D, Coady K, et al. Avian toxicity reference values for perfluorooctane sulfonate[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(23): 9357-9362. |
| [8] | Yu W G, Liu W, Jin Y H, et al. Prenatal and postnatal impact of perfluorooctane sulfonate (PFOS) on rat development:A cross-foster study on chemical burden and thyroid hormone system[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(21): 8416-8422. |
| [9] |
刘宝林, 张鸿, 谢刘伟, 等. 深圳近岸海域全氟化合物的污染特征[J]. 环境科学, 2015, 36(6): 2028-2037. Liu B L, Zhang H, Xie L W, et al. Pollution characteristics of perfluorinated compounds in offshore marine area of Shenzhen[J]. Environmental Science, 2015, 36(6): 2028-2037. |
| [10] | Lee H, Mabury S A. A pilot survey of legacy and current commercial fluorinated chemicals in human sera from United States donors in 2009[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(19): 8067-8074. |
| [11] | Ye F, Zushi Y, Masunaga S. Survey of perfluoroalkyl acids (PFAAs) and their precursors present in Japanese consumer products[J]. Chemosphere, 2015, 127: 262-268. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.02.026 |
| [12] | Liu J X, Wang N, Szostek B, et al. 6-2 Fluorotelomer alcohol aerobic biodegradation in soil and mixed bacterial culture[J]. Chemosphere, 2010, 78(4): 437-444. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.10.044 |
| [13] |
杨琳, 李敬光. 全氟化合物前体物质生物转化与毒性研究进展[J]. 环境化学, 2015, 34(4): 649-655. Yang L, Li J G. Perfluorinated compound precursors:biotransformation and toxicity[J]. Environmental Chemistry, 2015, 34(4): 649-655. |
| [14] |
姚义鸣, 赵洋洋, 孙红文. 天津市大气中全氟化合物挥发性前体物的分布和季节变化[J]. 环境化学, 2016, 35(7): 1329-1336. Yao Y M, Zhao Y Y, Sun H W. The atmospheric distribution and seasonal variation of volatile perfluoroalkyl substance precursors in Tianjin[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(7): 1329-1336. |
| [15] | Houtz E F, Sedlak D L. Oxidative conversion as a means of detecting precursors to perfluoroalkyl acids in urban runoff[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(17): 9342-9349. |
| [16] | Ye F, Tokumura M, Islam S, et al. Spatial distribution and importance of potential perfluoroalkyl acid precursors in urban rivers and sewage treatment plant effluent-Case study of Tama River, Japan[J]. Water Research, 2014, 67: 77-85. DOI:10.1016/j.watres.2014.09.014 |
| [17] |
江玉梅, 张晨, 黄小兰, 等. 重金属污染对鄱阳湖底泥微生物群落结构的影响[J]. 中国环境科学, 2016, 36(11): 3475-3486. Jiang Y M, Zhang C, Huang X L, et al. Effect of heavy metals in the sediment of Poyang Lake estuary on microbial communities structure base on Mi-seq sequencing[J]. China Environmental Science, 2016, 36(11): 3475-3486. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.11.034 |
| [18] |
陆健刚, 钟燮, 吴海真, 等. 不同流速下湖泊水体重金属含量垂向分布特征[J]. 农业机械学报, 2016, 47(2): 179-184, 97. Lu J G, Zhong X, Wu H Z, et al. Vertical distribution characteristics of heavy metals in lake under different hydrodynamic conditions[J]. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2016, 47(2): 179-184, 97. |
| [19] | Zhang Y, Meng W, Guo C S, et al. Determination and partitioning behavior of perfluoroalkyl carboxylic acids and perfluorooctanesulfonate in water and sediment from Dianchi Lake, China[J]. Chemosphere, 2012, 88(11): 1292-1299. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.03.103 |
| [20] | Kleszczyński K, Gardzielewski P, Mulkiewicz E, et al. Analysis of structure-cytotoxicity in vitro relationship (SAR) for perfluorinated carboxylic acids[J]. Toxicology in Vitro, 2007, 21(6): 1206-1211. DOI:10.1016/j.tiv.2007.04.020 |
| [21] |
舒旺, 王鹏, 肖汉玉, 等. 鄱阳湖流域乐安河水化学特征及影响因素[J]. 长江流域资源与环境, 2019, 28(3): 681-690. Shu W, Wang P, Xiao H Y, et al. Hydrochemical characteristics and influencing factors in the Le'an River, Poyang Lake Basin[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2019, 28(3): 681-690. |
| [22] |
王之芬, 梁新秀, 占笔成, 等. 快速城市化流域全氟化合物的污染特征及生态风险[J]. 北京大学学报(自然科学版), 2019, 55(3): 543-552. Wang Z F, Liang X X, Zhan B C, et al. Pollution characteristics and ecological risk of perfluorinated compounds in a rapidly urbanizing catchment[J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, 2019, 55(3): 543-552. |
| [23] | Giesy J P, Kannan K. Peer reviewed:perfluorochemical surfactants in the environment[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(1): 146A-152A. |
| [24] |
范庆, 邓述波, 周琴, 等. 城市污水处理厂中全氟化合物的存在及去除效果研究[J]. 环境污染与防治, 2011, 33(1): 30-35. Fan Q, Deng S B, Zhou Q, et al. Occurrence and removal of perfluorinated compounds in municipal wastewater treatment plants[J]. Environmental Pollution and Control, 2011, 33(1): 30-35. DOI:10.3969/j.issn.1001-3865.2011.01.008 |
| [25] | 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. DOI:10.1016/j.watres.2011.05.036 |
| [26] | Zhang Y Y, Lai S C, Zhao Z, et al. Spatial distribution of perfluoroalkyl acids in the Pearl River of Southern China[J]. Chemosphere, 2013, 93(8): 1519-1525. DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.07.060 |
| [27] |
王世亮, 孙建树, 杨月伟, 等. 典型旅游城市河流水体及污水厂出水中全氟烷基酸类化合物的空间分布及其前体物的转化[J]. 环境科学, 2018, 39(12): 5494-5502. Wang S L, Sun J S, Yang Y W, et al. Spatial distribution of perfluoroalkyl acids and transformation of their precursors in river water samples and effluents of wastewater treatment plans in a typical tourism city[J]. Environmental Science, 2018, 39(12): 5494-5502. |
| [28] | Wallington T J, Hurley M D, Xia J, et al. Formation of C7F15COOH (PFOA) and other perfluorocarboxylic acids during the atmospheric oxidation of 8:2 fluorotelomer alcohol[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(3): 924-930. DOI:10.1021/es051858x |
| [29] | Simcik M F, Dorweiler K J. Ratio of perfluorochemical concentrations as a tracer of atmospheric deposition to surface waters[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(22): 8678-8683. |
| [30] | So M K, Taniyasu S, Yamashita N, et al. Perfluorinated compounds in coastal waters of Hong Kong, South China, and Korea[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(15): 4056-4063. |
| [31] | Guo C S, Zhang Y, Zhao X, et al. Distribution, source characterization and inventory of perfluoroalkyl substances in Taihu Lake, China[J]. Chemosphere, 2015, 127: 201-207. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.01.053 |
| [32] | Cai M H, Yang H Z, Xie Z Y, et al. Per- and polyfluoroalkyl substances in snow, lake, surface runoff water and coastal seawater in Fildes Peninsula, King George Island, Antarctica[J]. Journal of Hazardous Materials, 2012, 209-210: 335-342. DOI:10.1016/j.jhazmat.2012.01.030 |
| [33] | Armitage J M, MacLeod M, Cousins I T. Comparative assessment of the global fate and transport pathways of long-chain perfluorocarboxylic acids (PFCAs) and perfluorocarboxylates (PFCs) emitted from direct sources[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(15): 5830-5836. |