盐度对全氟和多氟烷基物质(PFAS)在海水-沉积物界面吸附行为的影响

姜舒祺,毕宇杰,张 涛,冯志华,耿倩倩,谭志军,郭萌萌*(.江苏海洋大学海洋科学与水产学院,江苏 连云港 222005；2.中国水产科学研究院黄海水产研究所,山东 青岛 26607；3.海水养殖生物育种与可持续产出全国重点实验室,山东 青岛 26607)

全氟和多氟烷基物质(PFAS)是一类新污染物(ECs)[1],因其具有独特的表面活性和稳定性[2],从而被广泛应用于工业产品及日常消费品生产中[3-4].毒理学研究表明PFAS 的生理毒性包括生殖毒性、肝脏毒性、发育毒性、免疫毒性、内分泌毒性和潜在的致癌性[5-8].为此,多个国家或组织均对PFAS 进行了严格的限制或管控.在我国,国标GB5749-2022《生活饮用水卫生标准》[9]明确规定了生活饮用水中全氟辛酸(PFOA)与全氟辛烷磺酸(PFOS)的限量标准分别为80 和40ng/L;生态环境部联合多个部委共同发布了《重点管控新污染物清单》,提出了针对PFOA 和PFOS 及其盐类等相关化合物等的环境风险管控措施.欧洲食品安全局于2022年提出了包括水产品在内的食品中PFOA 和PFOS 等多种PFAS的最新限量值,范围分别为0.2～8 和2～35µg/kg.随着PFAS 的管控措施日益严苛,典型PFAS 的生产和使用量不断减少,随之而来的是相关替代物的研发及产量迅速增加[10].这些替代物主要包括PFAS的短链类似物(C<8)和在长碳链上引入一些其他元素或官能团的化合物[11].我国工业和信息化部、科学技术部、环境保护部共同发布了《国家鼓励的有毒有害原料(产品)替代物目录(2016年版)》,推荐PFOA 在氟聚物树脂合成等领域可替换为六氟环氧丙烷三聚酸(HFPO-TA),PFOS 则推荐替换为6:2 氟调聚磺酸(6:2FTSA).此外,六氟环氧丙烷二聚酸(HFPO-DA)[12]、9-氯十六氟-3-氧杂壬烷-1-磺酸钾(9Cl-PF3ONS)[13]及上述替代物已在大气[14]、水体[15]、沉积物[15]、土壤[16]及动植物体内[13]等多种环境介质中广泛检出,且被证明与PFOA 或PFOS 具有类似的生物毒性[17].因此,PFAS 及其替代物的生态安全风险不容忽视,已成为国际研究热点和管控重点.

盐度是影响PFAS 等污染物在水环境传递的重要参数,并且是影响海洋生物生长存活的重要环境因子之一[18].有研究表明,盐度的差异会影响多环芳烃(PAHs)和PFAS 等有机污染物的形态和性质,从而影响污染物在环境中水相和固相的分配,随着盐度从0 增加到32,PAHs 在沉积物上的分配系数(Kd)增加了2～3 倍[19].研究表明,沉积物在盐度较高时对PFOS 的吸附能力更强,比低盐度高了约10 倍,且生物体的富集效应也会受到盐度的影响[20-21].此外,Wu 等[22]研究发现海水环境和淡水环境相比,海水沉积物中菲的吸附能力更强.这些研究均表明盐度可以影响有机污染物在水-沉积物界面上的分配行为.但已有研究主要集中于典型的有机污染物PAHs 和PFOS、PFOA 等代表性PFAS,尚未涵盖新型PFAS或替代物的分配行为.

本研究模拟自然海水环境,选取了PFOA 及其替代物HFPO-DA、HFPO-TA,PFOS 及其替代物9Cl-PF3ONS 为目标物,探究盐度影响下海水-沉积物界面上代表性PFAS 及其替代物的吸附动力学和吸附热力学等吸附行为,并进一步探讨PFAS 在海水-沉积物界面上的吸附机制.研究结果有助于深入了解新污染物在不同盐度水环境中的分布、迁移和传输过程,为PFAS 的海洋生态风险评估提供参考,具有重要的实际意义.

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

仪器:Prominence UFLC 液相色谱(Shimadzu 公司,LC-20ADXR);四极杆-线性离子阱复合质谱(AB SCIEX 公司,5500QTRAP),真空冷冻干燥机(德国Crrist 公司,betal-8ld plus),旋涡混合器(上海医大仪器厂,XW-80A),高速离心机(日本 Hitachi 公司,Himac CR 22G Ⅱ),氮吹仪(美国Organomation 公司,N-EVAP 112),元素分析仪(德国Elementar 公司,Elemental Analyzer Vario EL cube),激光粒度分析仪(英国 Mastersizer 公司,Mastersizer 3000),恒温振荡器(CRYSTAL 公司,IS-4C5T),光学折射盐度计(广州华智仪器仪表公司,ATC 0～100‰),超声波清洗仪(昆山市超声仪器公司,KQ-300E),有机相针式过滤器(上海安谱公司,0.22µm),水相滤膜(上海安谱公司,0.45µm).

试剂:PFAS 标准溶液纯度均>99%(加拿大Wellington Laboratories 公司),5 种PFAS 混合标液包括全氟辛酸(PFOA)、全氟辛烷磺酸(PFOS)、六氟环氧丙烷二聚酸(HFPO-DA)、六氟环氧丙烷三聚酸(HFPO-TA)、9-氯十六氟-3-氧杂壬烷-1-磺酸钾(9Cl-PF3ONS).2 种内标化合物包括13C8-全氟辛酸(Perfluoro-n-[13C8]octanoic acid,M8PFOA)、13C8-全氟 辛 烷 磺 酸(sodium perfluoro-1-[13C8]octanesulfonate,M8PFOS).甲醇、乙腈(HPLC 级,美国Merk 公司);乙酸铵(HPLC 级,美国Sigma Aldrich公司);超纯水(18.2MΩ.cm);Oasis HLB 固相萃取柱(6cc,200mg,美国Waters 公司);浓盐酸、氢氧化钠(AR级,国药).

1.2 人工海水的配制

参考不同季节河口、海域等自然环境的盐度范围[23-25],本实验配制人工海水盐度在20～40 范围内.实验所用的不同盐度海水采用自然海水、海水晶和去离子水进行配制,具体为:使用盐度计测量自然海水盐度,然后在海水中加入不同质量的海水晶或者去离子水,充分搅拌均匀,通过盐度计调至目标盐度(20,25,30,35 和40),并使用盐酸、氢氧化钠调控人工海水的pH 值,使其与自然海水保持一致.静置12h后再次测量海水盐度,盐度不变即可,经0.45µm 滤膜过滤后待用.

1.3 沉积物的表征

1.3.1 沉积物的来源 沉积物于2022年6月采自青岛市崂山近岸区域,采集后的样品经冻干、研磨、混匀后,于4℃冰箱中保存,其中取部分样品过80 目筛用于测定总有机碳.

1.3.2 总有机碳的测定 参考GB 17378.5-2007[26],准确称取1.0g 沉积物样品于10mL 离心管中,取3 组平行样,分别加入7mL 1mol/L 盐酸溶液,充分混匀,于80℃水浴条件下加热30min,并使用洁净的玻璃棒搅拌.取下冷却后,于5000r/min 下离心15min,快速倾倒出上清液.进一步使用7mL 超纯水进行洗涤,在5000r/min下离心15min,此步骤可重复2～3次,直至洗涤液pH 值呈中性.倒去上清液后,于60℃干燥箱中干燥48h,研磨均匀后称取40～50mg 干燥样品,待测.

1.3.3 比表面积、粒度的测定 参考GB/T 41949-2022[27],使用激光粒度分析仪,采用湿法分析沉积物粒度、比表面积.仪器初始化设置和背景测光后,在电磁循环泵中加入被测样品直至遮光度在范围值,同时启动电磁循环泵的机械搅拌使样品均匀散开,超声高频震荡使团聚的颗粒充分分散,使沉积物颗粒在整个循环系统中均匀分布,启动测样程序,样品测试后,启动循环泵清洁系统,清洁3 次.测得的沉积物粒度、比表面积等信息如表1所示.

表1 沉积物的比表面积、粒径和总有机碳等信息Table 1 Information on specific surface area,particle size and total organic carbon of sediments

1.4 不同盐度下PFAS 的吸附动力学实验

吸附动力学实验参考文献[28],称取多份2.0g沉积物样品于50mL 离心管中,分别加入10mL不同盐度(20,25,30,35 和40)的海水,使沉积物的悬浮固体浓度为0.2g/mL.每个盐度每个采样时间点均设置3个平行,同时设置对照实验.将海水-沉积物悬浮液以200r/min 振荡8h 以确保达到海水-沉积物界面平衡.振荡结束后,向海水-沉积物混合液中加入PFAS 混合标液,使最终 PFAS 的浓度为200ng/mL,混合均匀后,放入恒温振荡器200r/min振荡48h确保混合液达到平衡状态.分别在0.25,0.5,1,2,4,8,24 和48h 不同时间点随机抽取3 个平行样,将样品在5000r/min 下离心10min,迅速倾倒并收集上清液.离心后沉积物经冷冻干燥处理后待测.待测的上清液和沉积物样品置于4℃冰箱保存(实验流程见图1).

图1 不同盐度下PFAS 的吸附动力学实验流程Fig.1 Flow chart of the adsorption kinetics experiment of PFAS at different salinities

1.5 不同盐度下PFAS 的吸附热力学实验

吸附热力学实验参考文献[28],同样称取多份2.0g 沉积物样品,添加不同盐度的海水,使沉积物的悬浮固体浓度为0.2g/mL.向悬浮液中添加不同质量的 PFOA,HFPO-TA,HFPO-DA,PFOS 和 9Cl-PF3ONS 混合标液,使得海水中每种化合物的浓度为1,10,50,100,150 和200ng/mL.实验持续48h,其他条件与上述动力学实验步骤一致.试验结束后,收集不同盐度、浓度的海水和沉积物样品,待测.

1.6 样品预处理

海水中PFAS 的提取方法参考文献[29],为提高PFAS 的回收率“取6mL 海水”改为“取6mL 体积比为2:1 的海水与甲醇混合溶液”,加入2ng 内标,过Waters Oasis WAX 固相萃取柱(使用前依次用5mL 0.5%氨水甲醇溶液、5mL 甲醇和5mL 超纯水进行活化),然后用 4mL 0.5%氨水甲醇溶液洗脱2 次.洗脱液于40℃氮吹至略低于0.5mL,用50%甲醇水溶液定容至1mL,于13000r/min 高速离心10min,上清液过0.22µm 滤膜,待测.

沉积物中PFAS 的提取方法参考文献[29]:准确称取1.0g沉积物样品于15mL PP离心管中,加入2ng内标,在室温下静置10min,加入5mL 90%乙腈水溶液,涡旋混匀2min,超声提取10min,8000r/min 离心10min,然后加入4mL 90%乙腈水溶液重复提取一次,离心后合并上清液定容至10mL.在提取液中加入100mg C18填料和50mg 石墨化碳黑(GCB),充分涡旋混匀1min,8000r/min 离心10min,取5mL 上清液于35℃氮吹至略低于0.5mL,用50%甲醇水溶液定容至0.5mL,13000r/min 高速离心10min,将上清液过0.22µm 滤膜,待测.

1.7 PFAS 的测定

液相色谱条件:Phenomenex Kinetex XB-C18色谱柱(2.1mm×100mm,2.6µm),柱温为40 ,℃流动相A 是5%甲醇水溶液(含2mmol/L 乙酸铵缓冲液),B 为95%甲醇水溶液(含2mmol/L 乙酸铵缓冲液),流速恒定为0.30mL/min,洗脱梯度:初始流动相为 20% B,0.5～2.0min 升至60% B,2.0～6.0min 升至95% B,6.0～10.0min保持95% B,10.1～12.0min恢复至初始流动相.

质谱条件:电喷雾离子源(ESI),多反应监测(MRM),负离子模式;喷雾电压:-4.5kV;气帘气压力:0.24MPa;碰撞气压力:0.02MPa;温度650 ℃;碰撞室入口电压:-10V;碰撞室出口电压:-12V;驻留时间:20ms;离子源Gas1:0.34MPa;Gas2:0.34MPa.化合物的母离子(Parent ion)、子离子(Product ion)、解簇电压(DP)、碰撞能(CE)和碰撞室射出电压(CXP)等参数见表2.

表2 5 种PFAS 和2 种同位素内标物的质谱分析参数Table 2 Mass spectrometry parameters for 5per-and polyfluoroalkyl substances(PFAS)and 2isotopic internal standards

1.8 质量控制和保证

为减少外源性污染,实验中避免使用聚四氟乙烯材质的色谱管路和器皿,均选用聚丙烯材质器皿,并在实验前使用甲醇充分清洗.海水和沉积物样品检测时均做试剂空白,实验数据扣除空白值.采用海水样品加标10ng/mL PFAS、沉积物样品加标10ng/g PFAS 的方式进行回收率实验,以确保样品预处理方法的可靠性和准确性.各化合物的回收率与检出限见表3.

表3 目标化合物的回收率与检出限(n=5)Table 3 Recoveries and detection limits of target compounds(n=5)

1.9 数据分析

本研究采用Origin 2021、SPSS 13.0 及Excel 2019 软件对实验数据进行分析,若PFAS 含量低于检出限或未检出时,在数据处理过程中其含量数值以0 进行计算.

2 结果与分析

2.1 不同盐度下PFAS 的吸附动力学

2.1.1 不同盐度下PFAS 的伪一、二级动力学 伪一级模型是描述吸附质的扩散动力学,代表物理吸附过程;伪二级模型是描述吸附质与吸附表面的活性位点作用的吸附过程,代表化学吸附过程[20-21].将1.4 条件下测得的沉积物样品中PFAS 的含量分别拟合伪一级、伪二级动力学模型,计算公式如下:

伪一级动力学模型:

伪二级动力学模型:

式中:Qt为t 时PFAS 在沉积物上的吸附量,ng/g ;Qe为平衡时PFAS 在沉积物上的吸附量,ng/g;K1为伪一级的吸附速率常数,g/(ng⋅h);K2为伪二级的吸附速率常数,g/(ng⋅h);V0是开始时的吸附速率,g/(ng⋅h).伪一级动力学模型拟合结果如图2所示,5 种PFAS 的吸附规律基本一致,在开始吸附的2h 内,发生快速吸附,随后吸附速率减缓,在5～9h 时吸附达到平衡.

图2 不同盐度下PFAS 在沉积物上的伪一级吸附拟合曲线Fig.2 The pseudo-first-order adsorption fitting curves of PFAS on the sediment at different salinities

在不同盐度下,沉积物中PFAS 达到吸附平衡时,5 种PFAS 的浓度大小顺序一致,均为PFOS>9Cl-PF3ONS>HFPO-TA>PFOA>HFPO-DA.可见,PFOA 在沉积物中的浓度低于与其具有相同碳氟链长度的PFOS,可能原因是羧酸基团的尺寸小于同碳氟链长度磺酸基团的尺寸,从而导致羧酸盐的疏水性要小于磺酸盐[30].其中9Cl-PF3ONS 作为PFOS 的替代物,两者分子结构相似,末端磺酸基团相同,但其吸附能力小于PFOS,是因为所含的-CH2CH2基团的尺寸小于PFOS 中的-CF2CF2基团,使其疏水性小于PFOS[31];HFPO-DA 和HFPO-TA 均为PFOA 的替代物,结构相似,但因HFPO-DA 含有醚键且碳链长度小于PFOA,使其比PFOA 的亲水性更强,因此沉积物中PFOA 的浓度更高;虽然HFPO-TA 同样含有醚键,但因其分子尺寸较大,比HFPO-DA 与PFOA 更易吸附在沉积物上.在另一项研究[28]中,PFOS 的替代物6:2FTSA 的吸附能力也小于PFOS,推测该替代物疏水性小于PFOS,与本文的研究结果相似,由此说明尺寸较小、疏水性较小的替代物可能会比PFOA 和PFOS 更容易在环境中迁移.此外,Li 等[32]研究发现,含有不同碳氟链长度的PFAS 在沉积物中的含量随着碳氟链的增加而增加,表明PFAS 在沉积物上的吸附作用力以疏水相互作用为主[33-35],碳氟链作为疏水基团可能参与了吸附过程;而在环境pH值条件下,PFAS 通常会以阴离子的形式存在[36],PFAS 带负电的头基和吸附介质表面上的正电荷之间可形成静电吸引,说明PFAS 与沉积物之间也可能存在静电相互作用.

为深入了解PFAS 在海水-沉积物界面的吸附过程,进一步分析伪二级动力学模型拟合结果(图3).拟合结果(R2>0.994)较伪一级模型拟合结果(R2>0.986)更好,通过比较Qe(实验中PFAS 平衡浓度)、Qexp(方程拟合推算得出的PFAS平衡浓度)两者的相对偏差为4.1%,实验结果表明PFAS 吸附过程除了上述的物理过程,还可能参与了化学吸附,且这种化学吸附与沉积物上的活性位点数相关[37].

图3 不同盐度下PFAS 在沉积物上的伪二级吸附拟合曲线Fig.3 The pseudo-second-order adsorption fitting curves of PFAS on the sediment at different salinities

2.1.2 不同盐度下PFAS 的颗粒内扩散 颗粒内扩散模型是用来预测颗粒系统内扩散范围,可推断出物质的总体运动特性.本研究采用颗粒内扩散模型进一步拟合实验数据,计算公式如下:

式中:Ki是第i 个过程时的扩散速率常数,g/(ng·h0.5);Ci为i过程时的截距[38].拟合结果见图4,R2>0.901,Qt与t0.5的多重线性、3 个不同的线性区域表明吸附过程涉及3 个步骤[37].吸附可分为3 个吸附阶段[37,39],最初的0～2h 是吸附的第一个阶段:外部扩散,PFAS从海水向沉积物的外表面进行移动;吸附的2～8h 是第二阶段:颗粒内扩散,PFAS 从沉积物外表面进一步扩散移动到空间吸附位点,根据范德华力[28]进行估算得出目标化合物的分子尺寸均小于所采沉积物孔径,表明颗粒内扩散具有足够的空间,可以进行颗粒内扩散[40];8～48h 是第三个阶段:PFAS 吸附在沉积物的活性位点上,达到动态平衡[41-42].三个阶段的扩散速率常数K1>K2>K3,说明随着吸附时间增加,吸附速率逐渐减缓.同时观察到,拟合的直线均不过原点,表明PFAS 在沉积物吸附过程中颗粒内扩散并不是唯一的限速阶段,且吸附行为均涉及颗粒内扩散和外部扩散.

图4 不同盐度下PFAS 在沉积物上的颗粒内扩散拟合曲线Fig.4 Fitted curves of intraparticle diffusion of PFAS on sediments at different salinities

2.2 不同盐度下PFAS 的吸附热力学

PFAS 的吸附热力学常用 Langmuir 和Freundlish 模型进行预测.Langmuir 是基于吸附剂表面均匀的单层覆盖假设推导得出的模型[43];Freundlish 是常用于非均匀表面能系统的经验等温线,且更适用于复杂的吸附[44].本研究分别采用这 2 种模型拟合实验数据,具体计算公式如下:

Langmuir 模型:

Freundlish 模型:

式中:Cs是平衡状态下沉积物中PFAS 的浓度,ng/g;Ce是平衡状态下海水中PFAS 的浓度,ng/mL;Cm为沉积物的最大吸附量,ng/g;KL为吸附平衡常数,mL/ng;KF是吸附容量常数,((ng/g)/(ng/mL)n);n 为描述Freundlish模型等温线非线性程度的无量纲经验参数.

如图5所示,采用Langmuir 和Freundlich 模型的拟合结果(Langmuir R2>0.91;Freundlich R2>0.97),说明PFAS 在沉积物界面上的吸附过程可能存在单层吸附[43],这种吸附过程多以静电相互作用为主[44],因为沉积物表面具有一定量的负电荷和正电荷[45],可通过静电作用或阳离子架桥效应吸附 PFAS[32],当沉积物上的可用位点均被PFAS 吸附饱和时,PFAS 的吸附量达到最大值.由于PFAS 具有疏水性的全氟化链和亲水性的头基,在较高的平衡浓度时,推测也可能发生了多层吸附[46].通过拟合Freundlish 推出 n≠1,说明等温线均为非线性的.可造成非线性的原因,如沉积物吸附位点的异质性[43];PFAS 的高浓度使沉积物吸附位点达到饱和[47-48];吸附过程中多组分 PFAS之间的相互作用[48]等,其中造成非线性的最主要原因可能是因为沉积物表面所带的负电荷以及可变电荷产生的静电相斥作用[48].考虑到沉积物和海水的复杂特性,且PFAS 具有亲水性官能团和疏水性烷基侧链的特殊结构,推测其更可能发生多层吸附,说明Freundlish 是更符合PFAS 的吸附等温线模型.

图5 不同盐度下PFAS 在沉积物上的吸附等温线Fig.5 Adsorption isotherms of PFAS on sediments at different salinities

2.3 盐度对PFAS 在沉积物界面吸附的影响

不同盐度下,由目标 PFAS 化合物(浓度200ng/mL)在沉积物上的吸附情况可发现,随着盐度的增加,PFAS 的吸附能力会随之增加且均具有显著差异(P<0.05)(图6).PFAS 每增加一个盐度的吸附速率顺序为:PFOS>9Cl-PF3ONS>HFPO-TA>PFOA>HFPO-DA,与上述吸附动力学中PFAS 达到吸附平衡时的浓度大小顺序一致.

图6 不同盐度下PFAS 在沉积物上的吸附动力学Fig.6 Adsorption kinetics of PFAS on sediments at different salinities

进一步用Freundlish 推出的KF值计算所得沉积物分配系数(Kd)进行线性关系拟合.Kd值为沉积物与海水中PFAS 浓度的比值,计算公式如下:

式中:Cs是平衡状态下沉积物中PFAS 的浓度,ng/g;Ce是平衡状态下海水中PFAS 的浓度,ng/mL.

如图7所示,本研究中5 种PFAS 化合物的Kd值与盐度增加存在正相关趋势,即Kd值随着盐度的增加而增加,由此说明盐度是影响PFAS 在海水-沉积物界面分配行为的重要参数.每增加一个盐度,PFOS 和9Cl-PF3ONS 的Kd值分别增加0.4、0.28mL/g,显著大于PFOA、HFPO-DA、HFPO-TA(0.11～0.12mL/g).与动力学数据所得结果一致,PFAS在碳氟链长度一致时,PFOA受到盐度的影响要显著小于PFOS.沉积物中PFAS 吸附量与盐度呈正相关,可能是因为海水在盐度高时所含的Mg2+、Ca2+、K+等金属阳离子的数量大于低盐度的,这些金属阳离子会中和化合物上的负电荷,通过静电相互作用增强PFAS 的吸附量[49-51].另外一个原因可能与盐析作用相关,通过盐析效应,沉积物对有机化合物的吸附通常随着盐度的增加而增加[52].

图7 盐度与Kd 的线性关系Fig.7 Linear relationship between salinity and Kd

3 结论

3.1 在不同盐度下,PFAS 在沉积物上的吸附行为分为外部扩散、颗粒内扩散以及PFAS 吸附在活性位点上三个过程.通过拟合多个模型,得出代表性PFAS 及其替代物在海水-沉积物界面的吸附规律符合伪二级吸附动力学模型,而PFAS 的吸附等温线符合Freundlish 模型.

3.2 代表性PFAS 在沉积物上的主要吸附机理为疏水相互作用和静电相互作用.吸附过程不仅是物理吸附,还可能参与了化学吸附.PFAS 的吸附受到

末端官能团以及碳氟链长度的影响,如PFOS的吸附量大于PFOA,PFOA 的替代物HFPO-DA 的吸附量小于PFOA,PFOS 的替代物9Cl-PF3ONS 的吸附量小于PFOS.

3.3 PFAS 在沉积物上的吸附行为受到盐度影响,Kd值与盐度呈正比,随着盐度的增加,沉积物中PFAS 的吸附量随之增加.