2021, Vol. 42
2. 中国科学院生态环境研究中心, 城市与区域生态国家重点实验室, 北京 100085
2. State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
全氟化合物(polyfluoroalkyl substances, PFASs)是一类合成的新型化合物, 由于其具有表面活性、化学稳定性和热稳定性等特性被广泛用于各种工业(金属电镀、半导体材料、航空航天和打蜡等)和生活用品(地毯、纺织、皮革、消防泡沫和化妆品等)[1]. PFASs具有环境持久性、生物累积性和远距离传输性等特点[2], 使其在全球范围的水体[3]、大气[4]、土壤[5]、沉积物[6]和生物[7]等环境介质中被频繁检出.因PFASs具有明显的生态毒理效应, 对生物和环境都存在潜在风险, 分别于2009年和2019年, 全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)及其盐类、全氟辛酸(perfluorooctanoic acid, PFOA)在内的PFASs被列入斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物(persistent organic pollutants, POPs)优控名单[8], 引起了社会各界对PFASs的高度关注.
水环境既是PFASs的汇也是重要的传输污染源[9], 水体还是污染物的传输运移介质.大量研究报道了水体环境中PFASs的赋存情况与累积水平, 我国的海河流域[10]、莱州湾[11]、辽东湾[12]、长江三角洲[13]和珠江三角洲[14]等地区都检出PFASs, 甚至在偏远的青藏高原地区也有检出[15].在国外, 美国的Cape Fear河[16]、法国的Orge河[17]、日本的Tama河和Yodo河[18]、西班牙的Ebro河和Guadalquivir河[19]、意大利的Po河[20]和越南的red河[21]等都有关于水体介质PFASs的报道, 甚至北冰洋[22]和北极地区[23]的水体中也有PFASs检出.土壤介质是PFASs在环境中重要归趋场所之一, 污染物可以通过地表径流、大气干湿沉降、点源污染等方式进入土壤[24, 25].同时, 土壤中PFASs也可能通过淋溶、蒸发和雨水冲刷等形式进入地表水、大气介质中[26].此外, 土壤中的PFASs能够通过食物链(如：土壤-植物-动物/人类)途径进入人类生活和生态系统, 进而影响人类健康和生态环境[27].目前针对天津市大气[28]、水环境[29]、污水处理厂[30]和饮用水源地沉积物[31]等有单一介质的PFASs报道, 但关于天津市主要河流及土壤的多介质的系统研究报道鲜见.从全国范围来看, 关于水体和土壤的报道主要集中在环渤海[32]、珠江三角洲[33, 34]、深圳[35, 36]、安徽省[37, 38]、官厅水库[39]和上海[40, 41]等区域, 且多为地表水或土壤单一介质报道, 其它工业化城市中水体和土壤两种环境介质的PFASs分布特征、来源解析和风险评估的综合研究报道也鲜见.
天津市作为京津冀协同发展规划区域和环渤海地区的经济中心, 随着城市化和工业化的快速发展, 具有环境持久性和累积性的PFASs给天津的生态环境和人类健康带来潜在的威胁.因此, 对天津水体和土壤两种环境介质PFASs的空间分布、来源解析和风险评价研究具有现实意义.本研究聚焦天津境内河流水体和沿岸土壤介质中PFASs的暴露水平, 分析了其空间分布规律, 辨析了主要来源, 并评估了PFASs的生态风险, 以期为区域PFASs的研究与管控, 提供基础数据、决策依据和科学支撑.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况与样品采集天津市(38°34′~40°15′N, 116°43′~118°04′E, 海拔3.5~1 052 m)位于华北平原北部, 东临渤海, 北靠燕山, 南北长约189 km, 东西长约117 km, 多条河流和运河贯穿, 有“河海要冲”之称.为探究天津市区域内污染物的分布特征和潜在来源, 本研究于2019年11月在天津境内主要河流共布置29个样点(图 1), 点位布设综合考虑了：①入海口、排污口、过境断面和交汇点; ②空间均匀性; ③土地利用状况等, 分别采集河流表层水和沿岸0~20 cm深的表层土, 针对12种典型PFASs的暴露水平、空间分布规律、来源解析和风险评价进行系统分析.
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图 1 天津市采样点位置 Fig. 1 Location of sampling sites in Tianjin |
主要实验试剂和材料：色谱级甲醇和乙腈(J.T. Baker公司, 美国), 醋酸铵(98%, Sigma公司, 美国), 氨水溶液(28%~30% NH3, Sigma公司, 美国), Oasis® WAX SPE柱(6 cc, 150 mg, Waters公司, 美国), ENVI-carb(Supelco公司), 0.22 μm微孔混合纤维滤膜(上海市新亚净化器厂), 0.22 μm尼龙滤膜.
主要实验仪器：高效液相色谱(Agilent 1200型, 美国)/质谱(SCIEX 3000型, 美国)联用仪(HPLC/MS-MS).
研究所涉及的12种PFASs分别是：全氟丁酸(perfluorobutanoic acid, PFBA)、全氟戊酸(perfluoropentanoic acid, PFPeA)、全氟己酸(perfluorohexanoic acid, PFHxA)、全氟庚酸(perfluoroheptanoic acid, PFHpA)、全氟辛酸(perfluorooctanoic acid, PFOA)、全氟壬酸(perfluorononanoic acid, PFNA)、全氟癸酸(perfluorodecanoic acid, PFDA)、全氟十一酸(perfluoroundecanoic acid, PFUdA)、全氟十二酸(perfluorododecanoic acid, PFDoA)、全氟丁基磺酸(perfluorobutane sulfonate, PFBS)、全氟己基磺酸(perfluorohexane sulfonate, PFHxS)和全氟辛基磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS).此外, 还有9种PFASs同位素标记物为13C4PFBA、13C4PFHxA、13C4PFOA、13C4PFNA、13C4PFDA、13C4PFUdA、13C2PFDoA、18O2PFHxS和13C4PFOS.标准品及内标(Wellington实验室, Guelph, ON, 加拿大)纯度均>98%, 标准品及内标用甲醇溶液稀释为25 μg·L-1后, 置于-20℃冰箱内保存.
1.3 样品前处理水样前处理：准确量取水样上清液400 mL, 加入5 ng内标液, 振荡摇匀.水样以约1滴·s-1的速度匀速通过由4 mL 0.1%的氨水-甲醇溶液、4 mL甲醇溶液和4 mL超纯水进行活化后的Oasis-WAX小柱, 用4 mL 25 mmol·L-1醋酸铵缓冲液(pH=4)淋洗小柱后, 放入冷冻干燥机.干燥后, 使用4 mL甲醇和4 mL 0.1%氨水-甲醇溶液洗脱Oasis-WAX小柱, 收集洗脱液放置氮吹仪吹至1 mL, 通过0.22 μm微孔混合纤维滤膜后, 收集待进行HPLC/MS-MS上机检测.
土样前处理：称取2 g经冷干过筛后的土样置于离心管中, 加5 ng内标液, 用2 mL 100 mmol·L-1氢氧化钠的乙腈(ACN)水溶液进行碱消解, 超声30 min.加入20 mL ACN, 涡旋振荡后加入0.1 mL 2 mmol·L-1盐酸, 以3 000 r·min-1离心15 min, 收集上清液至新的离心管中.在剩下的样品中加入10 mL ACN, 重复上述步骤一次.两次收集到的上清液用高纯氮气吹至1 mL.然后, 将该1 mL浓缩液通过用3次1 mL甲醇溶液活化后的ENVI-carb小柱, 甲醇清洗离心管3次, 并通过小柱用1 mL甲醇溶液淋洗ENVI-carb小柱3次, 收集上步骤的溶液于离心管.最后, 将收集的溶液溶于100 mL超纯水中, 再重复与水样前处理相同步骤, 过Oasis-WAX小柱净化、富集和保存, 待HPLC/MS-MS上机检测.
1.4 液相色谱/质谱条件水样和土样的定性定量采用高效液相色谱(Agilent 1200型, 美国)/质谱(SCIEX 3000型, 美国)联用仪(HPLC/MS-MS).色谱条件, 流动相A：2 mmol·L-1醋酸铵溶液；流动相B：乙睛；色谱柱：Agilent ZORBAX Eclipse Plus C18(100 mm×2.1 mm, 1.8 μm)；柱温：30℃；运行时间：16 min+4 min posttime；流速：0.3 mL·min-1；进样量：5 μL.洗脱程序中时间、流动相B比例分别为：(0 min, 20%)、(0.5 min, 20%)、(14 min, 90%)和(16 min, 90%).质谱条件：采用电喷雾离子化源, 负离子电离模式(ESI-), 多反应检测方式(MRM), 毛细管电压3500V, 雾化温度450℃, 辅助气(N2)流量5 L·min-1, 喷雾气压为276 kPa(40 psi).
1.5 质量控制及保证水样和土样的样品采集过程中分别使用的是聚丙烯材料的采样瓶和自封袋, 实验过程和分析过程中严格控制和避免使用可能会影响实验结果的材料和试剂.所有实验装置和容器在使用前均用甲醇和超纯水进行处理.为保证数据的可靠性, 分析过程中设置运输空白、场地空白、程序空白等操作, 所有处理空白均未超过检测限, 分析标准偏差均在允许范围内(±20%).使用内标法定量, 测定全氟化合物标准曲线浓度范围为0.01~100 μg·L-1, 目标化合物的标准曲线的(r2)均在0.99以上, 所有目标化合物的回收率都能达到60%~130%的范围, 符合质量控制的要求.仪器检测限和定量限根据仪器的信噪比3∶1和10∶1确定, 并根据样品用量转化为方法检出限和定量限(如表 1).由于其余PFASs的检出率较低, 本文选取12种具有代表性PFASs进行研究.
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表 1 水样和土样中12种目标PFASs的检出限、定量限、回收率(均值±SD)和检出率 Table 1 Detection limit, quantitation limit, recovery rate, and detection rate of 12 target PFASs in water and soils |
1.6 数据分析
使用SPSS 25、Excel 2016和Origin 2018软件进行数据分析, 利用ArcGIS 10.5软件进行空间制图.
目前表征污染物生态风险的最常用方法是风险商(risk quotient, RQ)法.通过参考欧盟化学物质风险评价技术指导文件(TGD), 运用污染物的实测环境浓度(measures environmental concentration, MEC)和预测无效应浓度(predicted no effect concentration, PNEC)计算RQ值[42], 如公式(1).
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(1) |
式中, RQ为风险商, 无量纲; MEC为实测环境浓度, ng·L-1; PNEC为实测环境浓度, ng·L-1.当RQ>1时, 说明存在风险; 当0.1≤RQ≤1时, 说明存在潜在风险; 当RQ < 0.1时, 说明无风险.
针对水源地区域, 运用健康风险模型计算水源地水体中PFASs的健康风险值[43, 44].健康风险值(hazard ratio, HR)由每日平均摄入量(average daily intake, ADI)公式(2)与参考剂量(reference dose, RfD)的比值得到公式(3).在进行健康风险评价中对于PFOS和PFOA的RfD值分别取值80 ng·(kg·d)-1和200 ng·(kg·d)-1, 且通过文献[42]取平均体重为60.6 kg, 日均饮水摄入量为1.85 L·d-1.
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(2) |
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(3) |
式中, c为PFASs的浓度, ng·L-1; V为日均摄入量, L·d-1; W为人体质量, kg; ADI为日均摄入量, ng·kg-1; RfD为日均摄入量的参考值ng·(kg·d)-1.当HR>1时, 说明存在风险; 当0.1≤HR≤1时, 说明存在潜在风险; 当HR < 0.1时, 说明无风险.
2 结果与讨论 2.1 水体和土壤中PFASs的组分特征水样PFASs检测的12种组分中, 羰基碳链小于或等于10的全氟羧酸、PFBS和PFOS的检出率都达到100%(图 2).ΣPFASs浓度范围为3.93~357.85 ng·L-1, 平均值57.98 ng·L-1, 其中PFBA的平均值最高(21.46 ng·L-1), 在ΣPFASs中贡献率达到37%, 平均值第二高的为PFOA(均值15.10 ng·L-1, 贡献率26%).值得注意的是位于滨海新区北塘街道且是潮白河、永定河等多条河流入海口的18号点位, PFASs浓度最高(357.85 ng·L-1), 该点位以PFHxS单体为主(223.52 ng·L-1), 其次是PFOA(93.53 ng·L-1), 贡献率分别为62%和26%, 该单体组成比例是其他点位的同种污染物的百倍以上, 可能受到上游的氟化工厂废水和工厂大量使用表面活性剂及润湿剂影响, 如周围的滨海新区山江电镀园、滨港高新铸造产业园和大邱庄工业区等电镀工业园区.位于天津市河北区天津之眼上游约1 km的12号点位ΣPFASs浓度最小(3.93 ng·L-1), 因该采样点位于天津市中心且河道最新硬化, 河道周边无排污口、工厂和建筑活动, 并且永定河、北运河和南运河等多河流交汇导致的稀释作用可能影响该点的浓度.
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(a)水体PFASs浓度, (b)土壤PFASs含量, (c)水体PFASs贡献率, (d)土壤PFASs贡献率 图 2 水体和土壤中PFASs的含量及贡献率百分比 Fig. 2 Concentrations and percentage contribution rates of PFASs in water and soils |
沿岸土壤所检测12中组分中, 羰基碳链小于或等于10的全氟羧酸和PFDoA是检出率最高的组分(100%检出).ΣPFASs含量范围为4.60~63.85 ng·g-1, 平均值9.73 ng·g-1, 其中PFBA平均值最高(6.54 ng·g-1), 在ΣPFASs中贡献率达到67%, 约是第二高PFOA(均值1.61 ng·L-1)贡献率的4倍, 其余组分贡献率均小于3%.其中, 位于天津滨海新区太平镇北排水河周边土壤的29号点位PFASs的含量(61.34 ng·g-1)最高, 其中PFBA占比高达96%, 说明该地区可能受典型的PFBA点源污染影响, 如滨港电镀产业基地、亚东化工染料厂和天津市兴源化工有限公司等.
从全国来看, 检出率最高的两种单体是PFOS和PFOA, 本研究与我国其他研究区域PFASs含量的对比发现(表 2), 天津市河流水体中PFOS和PFOA整体上处于中等水平, 都高于巢湖和辽东湾区域, 但远低于受到氟化工企业严重影响的小清河流域.土壤中的ΣPFASs含量(均值9.73 ng·g-1)同样处于中等水平, 低于上海农用田的含量(均值48.24 ng·g-1), 远高于安徽省部分县城、珠江三角洲城市、官厅水库、东江流域和淮河流域土壤含量.与国外比较来看, 天津市区域水体PFOS的浓度都是低于法国Orge河、日本Tama及Yodo河, PFOA的浓度低于日本Tama及Yodo河和意大利Po河, 然而高于法国Orge河. PFBA作为PFOA典型的替代物, 在水样和土样检出率、含量及其占比都相对较高, 而水样中PFBA浓度远低于小清河和大凌河区域, 但高于其他研究区域, 这是由于小清河和大凌河区域受到当地氟化工园区直接排放的影响[45], 而研究区可能与滨海新区大量使用活化剂、酸化剂和酯的催化剂等化学试剂有关.已有研究也同样发现在海河流域城市和工业废水中PFBA比例在不断上升[46], 短链化合物PFBA是天津污水处理厂的主导异构体, 可能是全氟化合物生产转向短链产品的一个指示[47].
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表 2 不同研究区域流域水体和土壤中PFASs比较1) Table 2 Comparison of PFASs in surface water and soils of different regions |
2.2 水体和土壤中PFASs空间分布特征
天津市地表水中PFASs浓度及单体组成都呈现出显著的空间差异性(图 3), 其中潮白河和永定河ΣPFASs浓度最高(均值分别为156.09 ng·L-1和153.84 ng·L-1), 南运河最低(均值7.54 ng·L-1), 其余河流的浓度相当(图 4).沙河、蓟运河、潮白河和永定河从上游至下游ΣPFASs浓度呈递增趋势, 说明研究区存在点源污染排放, 如滨海新区工厂林立, 受纳工业废水和生活污水, 大幅度地提高了研究区的污染水平.南、北运河ΣPFASs浓度差异明显, 北运河平均浓度(46.18 ng·L-1)约是南运河的6倍.海河、大清河、马厂减河和子牙河ΣPFASs的浓度, 自上游至下游也是呈增加趋势, 但在入海口处ΣPFASs浓度有所减少, 这可能受到海水倒灌的影响.整体来看, 研究区PFASs的空间分布以永定河为界, 北部的PFASs浓度(均值63.83 ng·L-1)比南部(均值51.71 ng·L-1)高, 东部滨海区域(均值71.36 ng·L-1)比西部(均值36.08ng·L-1)高.滨海新区(含汉沽区、塘沽区和大港区)ΣPFASs均值72.85 ng·L-1远高于其他行政区, 这与滨海新区城市功能定位密不可分.
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图 3 天津河流水体中PFASs分布特征 Fig. 3 Spatial distribution of PFASs in the surface water of Tianjin |
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图 4 天津市主要河流的ΣPFASs浓度 Fig. 4 Concentrations of ΣPFASs in the main rivers of Tianjin |
从天津土壤PFASs含量的空间分布来看(图 5), 南部(均值13.33 ng·g-1)比北部(均值6.38 ng·g-1)高, 东部沿海区域(均值11.45 ng·g-1)高于西部区域(均值6.94 ng·g-1), 这可能与天津土地利用有着密切关系, 天津北部多山区和林地, 主要以林业用地和农业用地为主, 而南部和东部多工厂, 建设活动和工业活动频繁.同时, 沿海点位土壤PFASs含量相对较高, 其中13、19和20这3个沿海点位, 分别位于天津市普济化工设备厂、天津渤海石化有限公司和渤化化工发展有限公司周围, 都是以PFOA为主要组分, 可能与这些工厂中纺织品阻燃、橡胶品的乳化、食品包装过程和纸类表面处理, 以及灭火剂使用等有关.
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图 5 天津土壤中PFASs分布特征 Fig. 5 Distribution characteristics of PFASs in the soils of Tianjin |
PFOS/PFOA和PFOA/PFNA常被用于探究PFASs的潜在来源[54], 当PFOS/PFOA值大于1.0, 说明PFOS存在点源污染, 小于1.0则表示是降雨输入; 当PFOA/PFNA值在7~15之间, 表明是工业生产的直接排放, 而其值大于15则表明前驱体发生降解. PFHpA/PFOA的比值可以作为大气沉降的有效示踪剂[55].当PFHpA/PFOA值大于1.0时, 表示存在大气沉降, 小于1.0则说明大气沉降不是主要污染源[56].其中, 挥发性前驱体在经过氧化处理后可以发生降解, 这是不可忽视的潜在污染源[50, 57].本研究中, PFOS/PFOA的范围在0.013~0.969(图 6), 说明研究区内PFOS输入主要来源于降雨输入, PFOS的点源污染较少. PFOA/PFNA值的范围在7.167~395.324, 1、7、14、24这4个点位的PFOA/PFNA值在7~15之间, 说明污染物主要源于工业生产的直接排放, 其余点位的PFOA/PFNA值均大于15, 表示研究区污染物大部分来源于前驱体发生的降解.本研究中PFHpA/PFOA值均小于1.0, 说明整个研究区PFASs分布受大气沉降的影响较小, 同样表明天津河流水体中PFASs的主要来源是污水排放.
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图 6 样品中PFOS/PFOA、PFOA/PFNA和PFHpA/PFOA的比值 Fig. 6 Ratios of PFOS/PFOA, PFOA/PFNA, and PFHpA/PFOA of samples |
主成分分析被广泛应用于土壤PFASs污染来源的分析[35, 37], 本研究采用该方法对12种PFASs进行源解析.结果显示天津地区土壤中95%的PFASs可以有5个主成分(PC)进行解释(图 7), 累计方差贡献率达85.7%, PC1、PC2、PC3、PC4和PC5的方差贡献率分别为33.8%、22.1%、12.7%、8.8%和8.3%. PC1中, PFUnDA、PFNA和PFDA具有较高载荷, 其中PFUnDA的荷载值最高(0.865), 可解释该地区5.2%的PFASs来源; PC2中PFHxA、PFHpA和PFPeA的载荷较高, 可解释6.3%来源; PC3和PC4分别为PFHxS(0.577)和PFOA(0.495)载荷值较高, 可解释0.1%和16.5%来源; PC5最高载荷是PFBA(0.877), 可解释该地区67.2%的PFASs来源.
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图 7 主成分分析的因子得分和荷载图 Fig. 7 Factor score and loading plot of PCA analysis |
由于PFASs中有不同来源的典型标志物, 可以归纳出主成分和实际PFASs排放来源具有一定的关联性[58]. PFOA主要来源于纺织品阻燃、橡胶品的乳化、食品包装过程和纸类表面处理, 以及灭火剂使用等[35]; PFNA和PFDA主要源自于全氟羧酸生产过程的排放[53]; PFHxS主要源自于大气中PFAS的降解[59]; PFPeA和PFHxA主要来自纺织、造纸和皮革等行业[60]; PFUnDA用于材料中间体的制备[61]; PFHpA主要用于表面活性剂. PFBS和PFBA可能来源于工业生产中电化学氟化过程[52].因此PC1可解释来自材料中间体制备和全氟羧酸生产过程; PC2可解释来自纺织、造纸和皮革等行业和表面活性剂; PC3可解释来自大气沉降; PC4来自纺织品阻燃、橡胶品的乳化、食品包装过程和纸类表面处理, 以及灭火剂使用等. PC5可解释来自工业生产中的电化学氟化过程.从空间分布上看, PC5中PFBA高值区域位于研究区南部沿海区域, 周围电镀化工较多. PC4中PFOA高值区域位于滨海新区入海口区域, 附近化工产业聚集.其他未在因子分析中归类的PFASs, 如PFOS主要应用于石化行业、五金电镀防雾剂和电子产品清洗等行业[40].
3 风险评价目前针对PFASs的RQ研究参数较为缺乏, 而且在全国范围来看, 针对PFOS、PFOA和PFBA的关注度较高且应用领域广泛, 本研究根据文献[42, 62]采用较为严苛的PNEC值对PFOS、PFOA和PFBA进行生态风险评价, PFOS、PFOA和PFBA的PNEC值分别取1 000、100 000和7 000 ng·L-1.
生态风险评价结果显示天津市PFOS、PFOA和PFBA的RQ值均小于0.1(图 8), 表明研究区域水体PFOS、PFOA和PFBA的生态环境风险较小.于桥水库(7号点位)、尔王庄水库进水(10号点位)、北塘水库(17号点位)和备用水源地北大港水库(14号点位)是天津的4个饮用水水源库区, 其健康风险的评价结果均小于0.1(表 3), 说明天津水源地健康风险较低.此结果与2019年在天津市水源地库区的健康风险评价结果相同, 天津市饮用水水源地库区尚不会对人类健康产生影响[37].从RQ值和水源地HR值来看, 生态健康风险不大, 但PFASs长期暴露的直接摄入和生物积累风险不可忽视[63].由于参考资料的缺乏, 以及该风险评价方法较为简单, 且仅对水体中PFOS、PFOA和PFBA进行了评价, 其余单体并未评价, 也没有考虑复杂环境风险情况.
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图 8 水体中PFASs的生态风险值(RQ值) Fig. 8 RQ values of PFASs in the water |
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表 3 天津市水源地库区PFASs的HR值 Table 3 HR value of PFASs in the water source reservoir area of Tianjin |
基于水体和土壤环境介质, 与多个国家和地区各相关标准进行比较[64], 结合表 2和表 4, 天津市河流水体中PFASs的PFBA、PFOA和PFOS的最高值分别是37.36、93.53和11.85 ng·L-1, 土壤中为61.34、10.61和1.43 ng·g-1.可以看出, 天津市水体和土壤中PFOS和PFBA的最高值都低于国家级相关标准, 符合地表水、饮用水和土壤的标准.然而, 随着人类对PFASs毒性认知的发展, 近几年全球制定PFASs相关标准越来越严格.本研究河流水体中PFOA的最高值明显高于USEPA、明尼苏达州和佛蒙特州相关地区地表水标准(表 4), 表明需加强全氟化合物的风险管控和减排措施.
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表 4 PFASs水体及土壤标准1) Table 4 Guideline values for PFASs in water and soils |
4 结论
(1) 天津市河流水体和土壤样品中ΣPFASs含量范围分别是3.93~357.85 ng·L-1和4.60~63.85 ng·g-1, 都以PFBA为主要组分(贡献率分别为37%和67%); 结果表明PFBA作为长链全氟化物典型的替代物之一, 其在天津工业发展中使用比例在不断提高, 是全氟化合物生产和使用转向短链产品的一个重要的指示.
(2) 天津市河流水体和土壤中PFASs存在空间差异性, 都表现为东部滨海区域比西部高, 其中滨海新区PFASs含量最高, 受到滨海新区众多的全氟化合物应用行业(如电镀工业等)的影响.
(3) 来源分析结果显示水体中的PFASs主要来源是前驱体降解, 少数区域的PFASs源于生产的直接排放, 然而大气沉降影响较小.主成分分析表明橡胶品的乳化、食品包装过程和纸类表面处理和灭火剂使用, 以及工业生产中电化学氟化过程是研究区土壤中PFASs的主要来源.
(4) 研究区内水体和土壤中PFASs暴露浓度较低, 尚处于较低的生态健康风险水平.综合各国各地区的相应标准, 研究区河流中PFOA仍需要加强风险管控.
致谢: 感谢张梦、周云桥、王聪、张毅和李华富等在采样和实验方面提供帮助.
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