8：2氟調聚醇(8：2FTOH)厭氧生物降解特性

李 飛,陳軼丹,楊志敏,黃華山,周真明,苑寶玲(華僑大學土木工程學院,福建 廈門 361021)

8：2氟調聚醇(8：2FTOH)厭氧生物降解特性

李 飛,陳軼丹,楊志敏,黃華山,周真明,苑寶玲*(華僑大學土木工程學院,福建 廈門 361021)

為了闡明厭氧環境下全氟羧酸(PFCAs)等全氟化合物的遷移歸趨,研究了 8：2氟調聚醇(8：2FTOH)的厭氧降解性能.結果表明,取自市政污水處理廠的污泥在厭氧條件下可還原降解 8：2FTOH,并生成氟離子、全氟類和多氟類降解產物,且降解過程可采用雙指數衰減模型擬合.在為期 120d的培養中, 8：2FTOH的摩爾降解率高達(93.2±0.9)%;摩爾回收率則隨著培養時間的增加有下降的趨勢,由培養初期(1d)的(97.5±5.1)%下降至末期(120d)的(68.9±4.0)%,這說明在培養后期可能產生了未知的降解產物或生成了未知的揮發性產物.8：2不飽和氟調聚酸(8：2FTUA)和全氟辛酸(PFOA)分別是摩爾產率最高的多氟類和全氟類降解產物,分別介于(6.94±0.10)% ～ (24.2±1.5)%和(2.67± 0.22)% ～ (14.9±1.0)%的范圍內.多氟類降解產物的摩爾產率隨培養時間的增加先增加后降低,而全氟類降解產物的摩爾產率則隨培養時間的增加持續增加,這說明其可能分別為中間降解產物和最終降解產物.

8：2FTOH；厭氧生物降解；降解產物；變化趨勢

氟調聚醇(F(CF2)xCH2CH2OH,x=6,8,10;x：2FTOH)是一類具有獨特理化性質的人工合成物質,主要用作生產具有疏水疏油抗污性的表面活性劑和聚合材料等工業產品的中間體[1],在某些個人消費品中也有較高的殘留[2].與同鏈長全氟羧酸(PFCAs)相比,FTOH蒸汽壓較高,因此具有較強的揮發性,可通過大氣長距離遷移,但在水中溶解度卻較低[3-4].FTOHs屬于內分泌干擾物質,且具有遺傳毒性、生殖毒性和發育毒性,可導致急性和亞慢性中毒[4-7].其中,8：2FTOH是生產和使用最多的 FTOH之一[8],當其以各種途徑進入生態環境后,可被好氧微生物轉化為備受關注的持久性有機污染物,如全氟辛酸(PFOA)等PFCAs

和其他多氟化合物,這已得到充分的研究證實[9-12].然而,有關8：2FTOH厭氧生物降解的研究較少,目前的兩篇報道得出了相反的結論.Sáez等

[13]認為 8：2FTOH并不能被厭氧生物降解;而Zhang等[14]則認為8：2FTOH可被厭氧生物降解,并主要生成8：2氟調聚酸(8：2FTCA)、8：2不飽和氟調聚酸(8：2FTUA)和 7：3氟調聚酸(7：3acid)等降解產物.

盡管8：2FTOH的厭氧生物可降解性存在較大爭議,但是依然有研究者認為,FTOH類物質的厭氧生物降解可能是厭氧消化污泥[15]和垃圾滲濾液[16-18]中 PFOA等 PFCAs的重要來源之一.由此可見,目前亟需確定8：2FTOH的厭氧生物降解特性,以為進一步的研究提供理論依據.

本研究在確認8：2FTOH厭氧生物可降解性的基礎上,通過分析降解產物隨時間的變化趨勢,以確認其最終降解產物和中間降解產物.

1 實驗部分

1.1 標準與試劑

8：2FTOH及其可能的降解產物標準試劑見表 1.BioXtra級氟化鈉(≥99%)、HPLC級甲醇(≥99.9%)和乙腈(≥99.9%)購自 Sigma-Aldrich公司;HPLC級醋酸銨(≥99.0%)購自 Fluka公司;EnviCarb分散石墨碳吸附劑購自Supelco公司;其他無機化合物均為AR級,購自國藥集團.

表1 含氟有機化合物標準品詳細信息一覽表a)Table 1 Detailed information of standard of fluoro-containing organic compounds

1.2 厭氧污泥采集與預處理

實驗用厭氧活性污泥取自廈門某市政污水處理廠的2號厭氧池,該污水處理廠采用A2/O工藝,設計處理能力為 4.5×104m3/d,生活污水和工業廢水比例約為 6：4.污泥沉降比(SV)為 33%,污泥沉降指數(SVI)為 127mL/g,懸浮固體濃度(SS)約為 2600mg/L,揮發性懸浮固體濃度(VSS)約為2000mg/L,pH值約為7.5,電導率約為1250μS/cm,氧化還原電位(ORP)介于-157 ～ -211mV之間.

在厭氧手套箱內,先將取回的污泥自然沉降30min,棄去上清液后,再用定性濾紙過濾.將濾后污泥從濾紙上用無氧超純水沖洗下來,渦流攪拌30s(Lab Dancer, IKA,德國)混勻后過濾,該過程再重復2次,以盡量去除污泥中的雜質和干擾物質.最后,將洗滌后的污泥混勻,稱取2.0g于50mL聚丙烯(PP)離心管中備用.

1.3 實驗方法與步驟

實驗用營養液參照Zhang等[14]的方法配制,并添加5.0mg/L的維生素B12(VB12)作為催化劑.將配制好的營養液先超聲脫氣,再用氮氣曝氣脫

氧后密封,在4℃下保存備用.

在厭氧手套箱內,分別移取 30mL脫氧營養液至盛有2.0g洗滌污泥的離心管內,再分別準確添加600μL 1.00g/L和7.50mg/L的8：2FTOH甲醇儲備液,使其最終濃度約為20mg/L和150μg/L,分別用于研究8：2FTOH的厭氧可降解性及降解產物變化趨勢.添加8：2FTOH后將離心管迅速密封,并渦流攪拌30s,然后移出厭氧手套箱,置于溫度為35℃,轉速為90r/min的水浴搖床上培養.定期取樣,檢測8：2FTOH、氟離子和其它降解產物的濃度,以評估 8：2FTOH的降解特性,稱為活菌降解樣.

為了保證實驗結果的可信度,同時設置活菌對照樣和滅活對照樣.活菌對照樣的實驗方法類似于活菌降解樣,僅用 600μL純甲醇代替8：2FTOH甲醇儲備液;而滅活對照樣的處理方法也類似于活菌對照樣,僅將污泥先在 121℃下高溫滅活30min,且其它步驟需在紫外消毒24h的厭氧手套箱內操作.每組試樣在每個采樣時間點均同時設置3組平行樣.

1.4 樣品預處理與儀器分析

確認8：2FTOH厭氧生物可降解性時,將各組離心管在6000rpm的轉速下離心15min,準確移取0.70mL上清液到盛有0.70mL甲醇的1.5mL PP離心管內,再添加25mg Envi-Carb分散石墨碳吸附劑(Supelco,美國),渦流攪拌 30s,以消除雜質引起的基質效應.然后,在15000r/min的轉速下離心 15min,移取一定量的上清液,根據其濃度用甲醇水溶液(V/V =50：50)稀釋一定倍數后進行液質分析.

研究8：2FTOH厭氧降解產物隨時間變化趨勢時,將各實驗組離心管在6000rpm的轉速下離心15min,將上清液移入100mL PP容量瓶內.向離心污泥內添加10mL甲醇,渦流攪拌30s后超聲萃取15min,再在6000rpm的轉速下離心15min,將上清液移入上述 100mL PP容量瓶,再重復該超聲萃取步驟2次.最終,用甲醇水(V/V = 50：50)溶液定容至100mL后,移取1.0mL至1.5mL PP離心管內,并添加25mg分散石墨碳吸附劑,渦流攪拌30s后,在15000r/min的轉速下離心15min,移取一定量的上清液至1mL PP自動進樣小瓶內,以進行液質分析.

8：2FTOH及其降解產物的分離采用日本島津公司生產的LC-20A型高效液相色譜,液相色譜柱采用美國 Agilent公司生產的 ZORBAX Eclipse Plus C18柱(2.1mm×150mm,填充粒徑3.5μm),進樣量10μL,流動相為乙腈和10mmol/L醋酸銨溶液,流速為 300μL/min.乙腈初始比例為10%并保持1min,到第2min時升高至50%并保持1min,到 7.5min時升高至 95%并保持至 12min,并在第13min回到10%,直至第18min分析結束.

FTOH及其降解產物的定性定量分析采用美國AB公司生產的API3000型三重四極桿質譜儀.采用負電噴霧電離源(ESI),離子源溫度為420

℃,噴霧電壓為-3200V,霧化氣、簾氣和輔助氣均為氮氣,流速分別為 10L/min、8.0L/min和5.0L/min.8：2FTOH及其降解產物的質譜參數如表 2所示;分析方法回收率介于(68.3±5.4)% ～(117±10)%的范圍內.

表2 8：2 FTOH及其降解產物的質譜參數Table 2 Mass spectrometric parameters of 8：2 FTOH and its degradation products

氟離子的定性定量分析采用瑞士萬通公司生產的Metrohm 930型離子色譜.移取2mL在

6000r/min轉速下離心15min的上清液于5mL PP離心管內,再在10000r/min的轉速下離心20min后,檢測氟離子濃度.質量控制與保證及數據統計分析詳見文獻[19],回歸分析采用SigmaPlot 9.0.

2 結果與討論

2.1 8：2 FTOH厭氧生物可降解性

盡管 8：2 FTOH 在水中的溶解度僅為0.194mg/L[20],但是在研究其厭氧降解性能時仍采用了遠高于其溶解度的過飽和濃度(約為20mg/L),以便追蹤其降解產物.在為期120d的培養中,活菌降解樣、滅活對照樣和活菌對照樣的氟離子濃度變化趨勢如圖1所示.

圖1 氟離子濃度變化趨勢Fig.1 Trends of fluorideconcentration

由圖1可知,氟離子濃度在活菌降解樣中顯著增加(P＜0.05),且隨著時間的增加,均顯著高于滅活對照樣和活菌對照樣(P＜0.05).而對滅活對照樣和活菌對照樣而言,氟離子濃度均沒有顯著變化(P＞0.05),且盡管在某些時間點活菌對照樣的濃度略大于滅活對照樣,但卻不存在統計意義上的差異性(P＞0.05).由此可見,活菌降解樣中氟離子濃度的增加,既不是污泥釋放導致的,也不是生物降解污泥中含有的其他可降解含氟化合物導致的,而應該源自8：2FTOH的厭氧生物降解.

為了進一步確認8：2FTOH的厭氧生物可降解性,將3組樣品培養14d的上清液預處理后分別進行液質分析,根據前人的好氧[9-11]及厭氧[14,18]生物降解研究成果[12],檢測其可能的降解產物,結果如圖2所示.

由圖2可知,在滅活對照樣中僅檢出了添加的 8：2FTOH 和較低濃度的 PFOA[(11.87± 0.21)ng/L],而在活菌對照樣中則僅檢出了 PFOA [(11.66±0.29)ng/L],其他物質的信噪比(S/N)均低于儀器檢出限(MDL, S/N≥3).雖然活菌對照樣中PFOA濃度略高于滅活對照樣,但是 2者之間不存在統計意義上的差異性(p＞ 0.05),由此可見,在2組對照樣中檢出的PFOA可能來自厭氧活性污泥本身,而不是其前體物的厭氧降解,否則活菌對照樣的濃度應該顯著高于滅活對照樣.

由圖2可知,在活菌降解樣中檢出的PFOA濃度則遠高于活菌對照樣和滅活對照樣,且可能是8：2FTOH的主要厭氧降解產物,這和其好氧降解的研究結果類似[12],但和Zhang等[14]的厭氧降解研究結果并不一致.除了PFOA外,在活菌降解樣中還檢出了PFHpA、PFHxA、PFPeA和PFBA等更短鏈長的全氟羧酸(PFCAs,見圖2),而在2組對照樣中均沒有檢出,說明這些PFCAs應該是由8：2FTOH厭氧生物降解生成的,這和8：2FTOH在動物體內的降解[12]和好氧降解結果類似[11,12],但是卻和厭氧降解結果并不一致[14],因為在厭氧生物降解中,僅檢出了略高于活菌對照樣濃度的PFOA,而沒有報道更短鏈長的 PFCAs[14].由圖 2可知,本研究在活菌降解樣中并沒有檢出 PFNA,這和8：2FTOH在動物體內的降解和好氧生物降解結果并不一致[12],而和其厭氧降解結果一致[14],即在厭氧降解 8：2FTOH的過程中并不會生成PFNA.

盡管在活菌降解樣中檢出了 PFBA等短鏈PFCAs,但是卻沒有檢出更短鏈長的 PFPrA和TFA(圖2),這可能是因為厭氧降解8：2FTOH不能生成PFPrA和TFA,也可能因為進行液質檢測時培養時間過短(僅為 14d),還沒有來得及生成PFPrA和TFA,但有待進一步確認.

在活菌降解樣中除了檢出PFCAs等全氟化合物外,還檢出了8：2FTUA、8：2FTCA、7：3acid、7：3Uacid和 7：2sFTOH等一系列的多氟化合物(詳見圖2,其中7：3Uacid盡管因相對豐度較低在

圖中并沒有體現出來,但其 S/N＞＞3),這和前人的厭氧降解[12-14]和好氧降解[12]產物均不完全一致.7：2sFTOH僅在8：2FTOH好氧降解或動物體內降解時才可檢出[10,12],而在厭氧降解時卻沒有檢出[14];8：2FTUA和8：2FTCA雖然能在厭氧降解時檢出[14],但在好氧降解時則不一定能夠檢出

[10,12];7：3Uacid在厭氧降解時沒有檢出[14],但在好氧降解時則有可能檢出[12].

圖2 8：2 FTOH厭氧生物降解特性及其降解產物(培養時間t=14d,化合物下的數字表示該物質的峰面積)Fig.2 Anaerobic biodegradation characteristics of 8：2 FTOH and its degradation products(incubation time t = 14d )

綜上所述,在本研究中,不僅檢出了其他研究者已報道的厭氧降解產物[14],還檢出了部分好氧降解產物(如7：2sFTOH、PFHxA等,詳見圖2)[12].因此,為了驗證該實驗是否是在厭氧條件下進行的,在不同采樣時間點監測其 ORP值.結果表明,在整個實驗過程中ORP介于-203～-279mV之間,中位數為-244mV,即該實驗是在嚴格的厭氧條件下進行的.由此可見,盡管已確認在厭氧條件下8：2FTOH可生物降解,但是目前亟需進一步確認其厭氧降解產物和降解途徑.

2.2 8：2FTOH厭氧降解趨勢分析

為了盡可能降低檢測方法對實驗結果的影響,采用方法回收率對液質檢測獲得目標分析物濃度進行修正.8：2FTOH的摩爾回收率(R)可采用式1計算：

式中：RFTOH表示殘留 8：2FTOH摩爾分數,%;Rper和Rpoly分別表示生成的各種PFCAs和各種多氟化合物的摩爾產率,%;C0、CFTOH、Cper和Cpoly分別表示初始投加 8：2FTOH物質的量、殘留8：2FTOH物質的量、生成的各種PFCAs和多氟

化合物物質的量,mol.在為期120d的培養中,滅活對照樣中8：2FTOH的摩爾回收率變化趨勢如圖3A所示;活菌降解樣中8：2FTOH的摩爾回收率及其降解殘留摩爾分數變化趨勢如圖 3B所示,多氟類和全氟類降解產物的摩爾產率變化趨勢分別如圖 3C和 3D所示.其中,因沒有獲得7：3Uacid的標準試劑,故使用7：3acid的標準曲線對其進行定量.

圖3 8：2FTOH厭氧降解變化趨勢Fig.3 Trends of anaerobic degradation of 8：2FTOH

由圖3A可知,滅活對照樣中8：2FTOH的摩爾回收率(即殘留 8：2FTOH摩爾分數)介于(94.5 ±7.1)% ～ (109±5)%的范圍內,且除個別點外,該組數據一般不存在統計意義上的差異性(P＞0.05),這說明8：2FTOH的揮發損失及污泥吸附不會對其摩爾回收率產生顯著影響.

由圖3B可知,實驗初期殘留8：2FTOH的摩爾分數快速下降,導致這種現象的原因可能包括3個方面,即：污泥吸附、揮發損失和生物降解.由滅活對照樣可知,污泥吸附與8：2FTOH揮發損失幾乎可忽略不計(見圖 3A),因此導致殘留8：2FTOH摩爾分數下降的主要原因應該是生物降解.

在第1d 8：2FTOH降解了18.5%,到第7天增加至61.0%,在第7～ 14d的培養中降解率又增加了19.0%;隨后,8：2FTOH的降解速率則顯著下降,在剩下的106d中,降解率也僅增加了14.1%.然而,在120d的培養中,8：2FTOH的摩爾降解率卻高達(93.2 ± 0.9)%(見圖 3B),遠大于前人報道的厭氧降解率[8],甚至也高于好氧降解率[9,12],這可能緣于投加了生物催化劑VB12[21].

VB12具有含鈷原子的咕啉環結構,其中Co(I)是一種非常強的親核試劑,可通過進攻鹵碳鍵加速首個鹵素原子的脫除速率,從而催化鹵代有機污染物生物脫鹵[22].有研究表明,VB12可催化生物厭氧還原降解三氯乙烷[23]、四氯化碳[24-27]、氯仿[27-28]、全氯乙烯[24]、四溴雙酚 A[29-30]等鹵代化合物的脫鹵反應[27].而氟作為電負性最強

的鹵素,決定了8：2FTOH也易受親核試劑VB12攻擊而被生物還原降解,從而使本研究獲得了優于好氧生物降解的降解率[9,12].Shan等[27]的研究結果表明,在厭氧產甲烷條件下 VB12可催化三氯氟甲烷的生物還原降解脫氟,這也在某種程度上證明VB12對8：2FTOH的厭氧生物降解具有催化作用.

采用雙指數衰減模型擬合厭氧降解8：2FTOH的變化趨勢(見圖3B),擬合公式見式2,回歸分析獲得的擬合參數詳見表3.

式中：y表示殘留8：2FTOH摩爾分數,%;t表示培養時間,d;y0、a、b、k1和k2為雙指數衰減模型參數.

表3 雙指數衰減模型擬合參數Table 3 Fitting parameters of double exponential decay model

由圖 3B和表 3可知,擬合相關系數 R達0.9993,說明雙指數衰減模型可以很好的擬合厭氧降解8：2FTOH時其殘留摩爾分數的變化趨勢,這類似于土壤中溶解性有機物(DOM)的生物降解過程[31-32].然而,導致土壤中DOM生物降解過程符合雙指數衰減模型的原因是其包含快速降解部分和慢速降解部分[31-32],但導致厭氧生物降解8：2FTOH符合雙指數衰減模型的原因并不明確,可能緣于其降解過程決定于某兩個未知的限速步驟的疊加,且其中一個步驟較快,而另一個步驟較慢,但這有待進一步研究.

由圖3B可知,8：2FTOH的摩爾回收率隨著培養時間的增加有下降的趨勢,在第1d的回收率高達(97.5±5.1)%,而在第120d培養結束時則僅為(68.9±4.0)%,平均下降了近30%.造成這種現象的原因可能包含2個方面：首先,隨著培養時間的延長,除了已檢出的降解產物外,可能還生成了某些未知的降解產物;其次,本研究未對離心管上部氣體進行檢測,因此隨著培養時間的延長,可能生成了揮發性更強的降解產物(如更短鏈長的氟調聚醇類等),并從水相中逸出,從而導致了較低的摩爾回收率.

由圖3C可知,8：2FTUA是摩爾產率最高的多氟類降解產物,在培養初期的增速較快(≤7d),但隨著培養時間的延長則逐漸放緩,并在第 33d時達到峰值,達(24.2±1.5)%;隨后開始下降,在培養結束時僅為(12.5±3.2)%,甚至低于 7：3acid(見圖3C).這和Zhang等[14]的研究結果并不一致,他們認為在為期181d的培養中,8：2FTUA的摩爾產率僅為 5.1%,并不是最主要的厭氧降解產物.在本研究中,7：3acid的摩爾產率僅次于 8：2FTUA,在實驗結束時甚至比 8：2FTUA還高,但也僅為(13.7±0.9)%,這遠低于污泥厭氧降解時 Zhang等[14]的報道值(27%),但卻和土壤好氧降解8：2FTOH時的報道值(11%)類似[4].此外,Zhang等[14]的研究結果表明,在厭氧降解8：2FTOH的整個培養期內,7：3acid的摩爾產率一直增加,從而認為其在厭氧條件下不能被進一步轉化,即7：3acid是8：2FTOH厭氧降解最終產物;然而在本研究中 7：3acid的摩爾產率卻是先增加,后降低,然后趨于穩定(見圖3C).8：2FTCA是8：2FTOH厭氧降解的第3大產物,摩爾產率隨著培養時間的延長先增加(≤21d),隨后波動降低,在實驗結束時為(5.4±1.0)%(見圖 3C),這均遠低于采用污泥好氧[22]或厭氧[14]降解時的報道值(分別高達27%和18%),但在土壤好氧降解時卻并未檢出該產物[10].由圖3C可知,盡管7：3Uacid的摩爾產率不高(最高僅為(3.5±0.3)%),但卻可以檢出且已通過質譜中性丟失掃描得到了進一步確認,并使用7：3acid的標準曲線進行定量.然而,前人的研究結果表明,污泥厭氧[14]或土壤好氧[10]降解8：2FTOH時卻沒有檢出 7：3Uacid,并認為導致這種現象的原因是其可快速生物轉化為7：3acid.盡管Zhang等[14]采用厭氧污泥降解 8：2FTOH時并沒有檢出7：2sFTOH,但是在本研究中卻可以檢出(見圖 2和圖 3C),不過其摩爾產率較低,最大僅為(0.31±

0.03)%,遠低于其好氧產率[10,12].

由圖3C可知,厭氧降解8：2FTOH時,隨著培養時間的延長,多氟類降解產物的摩爾產率一般先增加后降低或波動降低.導致多氟類降解產物摩爾產率降低的原因可能包含2個方面：揮發到氣相中或被進一步生物降解.首先,對8：2FTCA、8：2FTUA、7：3acid和7：3Uacid等氟調聚酸類降解產物而言,其pKa較低(＜ 4.0)[33],而實驗實測pH值介于7.3 ～ 8.1之間,為弱堿性,因此這類物質一般以蒸汽壓較低的離子形式存在,可以忽略實驗過程中的揮發性損失,所以導致氟調聚酸類降解產物摩爾產率降低的原因應該是生物降解.但是對蒸汽壓較高的 7：2sFTOH而言,導致其摩爾產率波動的原因則既可能是揮發損失,也可能是生物降解,這有待進一步研究確認.

由圖3D可知,PFCAs類降解產物的摩爾產率均隨著培養時間的增加而增加,其中PFOA的摩爾產率最高,實驗結束時高達(14.9±1.0)%,然后依次是PFHxA、PFBA、PFPeA和PFHpA,實驗結束時分別為(7.4±0.5)%、(4.2±0.2)%、(2.3± 0.1)%和(0.85±0.09)%.令人驚奇的是實驗結束時,摩爾產率最低的不是氟碳鏈長最短的PFBA(C4),而是鏈長較長的PFHpA(C7).實際上,由圖3D可知,偶數碳鏈長的摩爾產率一般高于奇數碳鏈長,目前導致這種現象的原因并不明確,可能和其降解途徑有關,例如 PFOA可由降解中間產物7：2sFTOH 直接好氧轉化生成[10,12],不過在厭氧條件下,該轉化過程并沒有得到證實.PFOA等PFCAs類降解產物的摩爾產率不僅遠高于Zhang等[14]報道的厭氧降解,甚至也高于好氧降解[9-12,34].這可能是因為投加的 VB12對厭氧生物還原降解8：2FTOH具有一定的催化活性,從而更易生成 PFCAs等物質,但這有待進一步研究.由于PFCAs類降解產物具有非常高的穩定性,目前還沒有證據證明可被生物轉化降解,因此其應該是8：2FTOH的最終厭氧降解產物.

3 結論

3.1 8：2FTOH可被厭氧生物還原降解,且降解過程符合雙指數衰減模型,生成氟離子以及8：2FTCA、8：2FTUA、7：3acid、7：3Uacid、7：2sFTOH等多氟類降解產物和PFOA、PFHpA、PFHxA、PFHpA、PFBA等全氟類降解產物;但卻沒有檢出更短鏈長的PFPrA、TFA和動物體內可轉化生成的PFNA等.

3.2 8：2FTUA是摩爾產率最高的多氟類降解產物,然后依次是 7：3acid、8：2FTCA、7：3Uacid和7：2sFTOH;PFOA是摩爾產率最高的全氟類降解產物,然后依次是 PFHxA、PFBA、PFPeA和PFHpA.

3.3 多氟類降解產物可被進一步生物轉化,而全氟類降解產物則是 8：2FTOH最終厭氧降解產物.

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Anaerobic biodegradability of 8:2 fluorotelomer alcohol (8:2 FTOH).

LI Fei, CHEN Yi-dan, YANG Zhi-min, HUANG Hua-shan, ZHOU Zhen-ming, YUAN Bao-ling*(College of Civil Engineering, Huaqiao University, Xiamen 361021, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3295～3303

To elucidate the trends and fates of perfluorochemicals such as perfluorocarboxylates (PFCAs) under anaerobic environments, the anaerobic biodegradability of 8：2 fluorotemoler alcohol (8：2 FTOH) was studied. The results indicated that 8：2 FTOH could be decomposed under anaerobic conditions by sewage sludge collected from a municipal wastewater treatment plant, and produce fluoride, per- and poly-fluorinated compounds, and the decomposition data perfectly fitted a double exponential decay model. With an incubation time of 120d, the final molar degradation rate of 8：2 FTOH was up to (93.2±0.9)%, while its molar recoveries decreased with the incubation time, from (97.5±5.1)% at the beginning (1d) to (68.9±4.0)% at the end (120 d). These results indicated that some unknown or volatile products have been generated at the late of incubation. 2H-perfluoro-2-decenoic acid (8：2 FTUA) and perfluorooctanoic acid (PFOA) were the most abundant of poly- and perfluorinated products with the molar yields ranged from (6.94±0.10 )% to (24.2±1.5)% and from (2.67±0.22)% to (14.9±1.0)%, respectively. With increasement of incubation time, the molar yields of polyfluorinated products firstly increased and then decreased, while the molar yields of perfluorinated products consistently increased, indicated that they might be the intermediate and final biodegradation products, respectively.

8：2 FTOH；anaerobic biodegradation；biodegradation products；trends

X703

A

1000-6923(2016)11-3295-09

李 飛(1981-),男,山東臨沂人,副教授,博士,主要研究方向為水污染控制與持久性有機污染物控制.發表論文20篇.

2016-03-11

國家自然科學基金資助項目(51278206,51378227, 51408243);福建省國際科技合作重點項目(2014I0013);福建省高等學校杰出青年科研人才培養計劃(JA14014)

* 責任作者, 教授, blyuan@hqu.edu.cn