新污染物PFOS痕量级测定中的影响因素及优化

陈星; 刘朝阳; 宋昕; 丁小燕; 许昶; 魏昌龙; 唐志文

doi:10.12030/j.cjee.202002040

新污染物PFOS痕量级测定中的影响因素及优化

1.
中国科学院南京土壤研究所，南京 210008
2.
中国科学院大学，北京 100049

作者简介: 陈星(1984—)，男，硕士，工程师。研究方向：土壤与地下水环境污染修复。E-mail：chenxing@isass.ac.cn

通讯作者: 宋昕(1974—)，女，博士，研究员。研究方向：土壤与地下水环境污染修复。E-mail：xsong@issas.ac.cn;

基金项目:
国家自然科学基金面上项目(41771354，41571460)
中图分类号: X53

Factors affecting and modification of the laboratory analysis of PFOS

1.
Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China
2.
University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

Corresponding author: SONG Xin, xsong@issas.ac.cn ;

摘要: 为解决PFOS浓度测定中的误差问题，开展了PFOS痕量级测定方法的影响因素研究。仪器分析表明：PFOS溶液标准曲线r=0.998 8，R²=0.997 7，线性关系好，拟合度高；100 μg·L⁻¹的PFOS浓度测定允许误差约±6%，平均值置信区间为93.83~105.05 μg·L⁻¹。对影响因素的分析表明：PP材质移液枪枪头和玻璃材质注射器均未导致明显系统误差和操作误差；在水与甲醇体积比为1∶9的混合液体系中，PP注射器、PTFE与Nylon滤膜的过滤器均导致PFOS的测定浓度增大，且并非材料中含有PFOS残留所致；以甲醇为溶剂时，PFOS待测液润洗后的PP材质注射器与针式过滤器对PFOS浓度测定无显著影响；以水为溶剂时，PP离心管、PP注射器和针式过滤器对PFOS浓度测定有显著影响，移液枪枪头和玻璃注射器未产生显著影响，故建议使用玻璃容器存放含有PFOS的水样品。液液萃取将水替换甲醇为溶剂，液液萃取操作步骤增多，虽然累积误差增大约1%，但测定精确度高，因此液液萃取具有较好的可行性。
- 全氟辛烷磺酸 /
- 测定 /
- 预处理 /
- 吸附损失
Abstract: To address the observed errors in PFOS concentration analysis, experiments were carried out to explore factors that influence the analysis of trace-level PFOS concentrations. Instrumental analysis suggested that the statistics of the standard curve of PFOS solution were r=0.998 8 and R²=0.997 7, indicating that the fitting of the linear relationship is good. The allowable error of 100 μg·L⁻¹ PFOS concentration was about ±6%, and the average confidence interval was 93.83~105.05 μg·L⁻¹. Experimental results showed that neither the PP material pipette tip nor the glass material syringe had significant impact. In the experiments with the 1∶9 of water/methanol mixing solution as the solvent, the PP syringe, PTFE and Nylon membrane filters increased the PFOS concentration, which was not caused by the residual PFOS in the materials. In the experiments using methanol as the solvent, the rinsed PP syringes and needle filters had no significant effects on the detection of PFOS. In experiments with pure water as the solvent, PP centrifuge tubes, PP syringes, and needle filters had a significant effect on the analytical results of PFOS concentration, and pipette tips and glass syringes had insignificant effects. Based on the experimental results, we recommend the use glass containers instead of PP ones when collecting water samples. In addition, the analytical results were more accurate for the method with the liquid-liquid extraction, which replaced the aqueous solution with methanol as the solvent, even though the liquid-liquid extraction cumulative error increased by 1% due to extra operation steps.
- PFOS /
- measurement /
- pretreatment /
- sorption loss

城市黑臭水体是指散发出刺鼻和恶心气味、呈黑色或灰黑色、生态功能丧失的水体，随着我国城市化的快速发展，其已成为一种普遍的城市病^[1-2]。黑臭水体不仅会造成人体感官上的影响，对水体、河流底泥和周围空气均造成污染，同时影响生物健康 ^[3]。因此，城市黑臭水体的治理成为城市生态环境质量改善和生态环境保护修复的重要工作。近年来，国家和各级政府对城市黑臭水体治理极其重视，黑臭水体治理已成为长江保护修复攻坚战行动计划中的一项关键工作，要求各城市逐步消除黑臭水体。因此，黑臭水体已成为城市政府和环保部门的重要工作，也是保障民生和实现城市环境质量改善的关键。

目前，针对黑臭水体的治理主要包括物理法(曝气充氧技术、引水稀释法、底泥疏浚法等)、化学法(混凝法、石灰法等)、生物法(活性污泥法、生物膜法、氧化塘法及水生植物净化技术等)^[4-5]。物理法存在工作量大、成效慢等问题；化学法存在成本高、易反弹等缺陷；而生物法也存在成效慢、易受环境条件影响等问题。废水离线处理成为一种广受关注的黑臭河治理手段，其中介质加载混凝由于具有快速高效的处理能力，且易实现小型化及可移动化的装置构建，在黑臭水体的治理中已得到一定的应用。介质加载混凝是指在常规混凝过程中投加重质颗粒物，以实现沉淀时间和沉淀池容积的降低并提升混凝效率的一种混凝升级工艺，其已被广泛应用于水处理中^[6-7]。但目前针对黑臭水体的介质加载混凝过程的污染物去除特征及其机理尚未得到关注，限制了其推广和应用。

本研究开展了石英砂和磁种2种介质加载混凝实验，研究了混凝过程中污染物特别是不同形态的磷和溶解性有机物(dissolved organic matter, DOM)的去除特征，考察了絮体粒径、形貌、沉降性能与强度，分析了介质加载混凝机理，以期为介质加载混凝在水处理中的应用提供参考。

1. 材料与方法

1.1 介质加载混凝实验

原水取自北京市某黑臭河道，常规水质如下：pH为6.88±0.24，浊度为(31.2±5.3) NTU，电导为(1 620±138 μS·cm⁻¹，总氮为(55.8±3.2) mg·L⁻¹，氨氮为(43.2±2.6) mg·L⁻¹，耗氧有机污染物的浓度(以COD计)为(109±15) mg·L⁻¹，总磷为(2.12±0.36) mg·L⁻¹，磷酸盐为(0.53±0.08) mg·L⁻¹。原水中悬浮物粒径分布较宽，主要在50 μm和300 μm出现分布峰(图1)。

图 1 原水、石英砂和磁种的粒径分布

Figure 1. Particle size distribution of the wastewater, silica sand, and magnetic seeds

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介质加载混凝实验采用六联搅拌器(MY3000-6F，武汉梅宇)进行，以聚合氯化铝(PAC，Al₂O₃含量≥10%；盐基度≥60%，万水净水器有限公司，中国)为混凝剂，以聚丙烯酰胺(PAM，化学纯，阴离子型，分子质量为3 000 000 Da)为助凝剂，采用石英砂(200目)、磁种 (100、200、325目、纳米级)及325目磁种的混凝过程回收磁种(实际磁混凝工程的回收磁种，采用磁鼓回收，回收率大99%)作为加载介质(粒径分布见图1)。仅投加PAC、PAC+PAM、PAC+PAM+200目石英砂、PAC+PAM+100目磁种、PAC+PAM+200目磁种、PAC+PAM+325目磁种、PAC+PAM+回收磁种、PAC+PAM+纳米磁种的实验组分别标记为A~H。

在混凝过程中，搅拌参数通过预实验确定：先将400 mL的废水倒入500 mL的混凝杯中，加入1.5 g·L⁻¹的介质，以250 r·min⁻¹搅拌60 s；随后加入80 mg·L⁻¹的混凝剂PAC，在250 r·min⁻¹下搅拌60 s，其后加入1.5 mg·L⁻¹的PAM，在250 r·min⁻¹下搅拌20 s，然后在80 r·min⁻¹下搅拌300 s。沉降2 min后，取上清液，沉降5 min倾倒上清液，获得絮体样品。

1.2 水质分析

1)常规指标的分析。pH和电导采用便携式电极法现场测定，浊度采用哈希2100AN 型台式浊度仪测定，SCOD采用哈希预制管消解及DR2800分光光度计(HACH, USA)测定，总有机碳(TOC)由TOC-VCPH分析仪(Shimadzu, Japan)测定。

2)不同形态磷的分析。本研究重点关注不同形态的磷在介质加载混凝过程中的去除特征，分析其去除机制，包括总磷(TP)、正磷( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)、溶解性总磷(DTP)、悬浮态总磷(STP)和有机态磷(OTP)。DTP与STP采用0.45 μm滤膜进行分离，OTP为DTP与 ${\rm{PO}}_4^{3 - } \text{-} {\rm{P}}$ 的差值。TP和DTP采用过硫酸钾消解-钼酸盐分光光度法 (紫外可见分光光度计，Thermo Evolution 300, 美国赛默飞) 测定， ${\rm{PO}}_4^{3 - } \text{-} {\rm{P}}$ 采用钼酸盐分光光度法测定。

3)溶解性有机物的分析。通过紫外可见分光光谱(UV-vis)、三维荧光光谱(3DEEM)和分子质量分布来表征DOM。UV-vis采用紫外可见分光光度计(Thermo Evolution 300, 美国赛默飞)测试，同时测得UV₂₅₄、UV₂₆₀、UV₂₈₀指标，并计算E₂₅₄/E₃₆₅、E₃₀₀/E₄₀₀、E₂₈₀/E₄₇₂、A_226~400、A_275~295、A_350~400等^[8-10]。DOM的分子质量分布采用高效液相色谱-凝胶色谱(HPLC-GPC) (Breeze 1525, 美国沃特世)分析。3D-EEM采用三维荧光光谱仪(F-7000, 日本日立)测定，同时计算荧光指数(f)用于表征腐殖质类物质的来源；生物指数(b)用于表征水中土著微生物的生物活性及DOM的新鲜度；腐殖化指数(h)用于表征DOM的腐熟程度^[11-12]。计算方法见式(1)~式(3)。

$f=\frac{{{I_{{\rm{(450}}\;{\rm{nm,}}\;{\rm{370}}\;{\rm{nm)}}}}}}{{{I_{{\rm{(500}}\;{\rm{nm,}}\;{\rm{370}}\;{\rm{nm)}}}}}}$

$(1)$

$b=\frac{{{I_{{\rm{(380}}\;{\rm{nm,}}\;{\rm{310}}\;{\rm{nm)}}}}}}{{{{{\rm{(}}{I_{{\rm{(420\sim435}}\;{\rm{nm,}}\;{\rm{310}}\;{\rm{nm)}}}}{\rm{)}}}_{max}}}}$

$(2)$

$h = \frac{{\sum {I_{{\rm{(435\sim480}}\;{\rm{nm,}}\;{\rm{255}}\;{\rm{nm)}}}}}}{{\sum {I_{{\rm{(300\sim345}}\;{\rm{nm,}}\;{\rm{255}}\;{\rm{nm)}}}} + \sum {I_{{\rm{(435\sim480}}\;{\rm{nm,}}\;{\rm{255}}\;{\rm{nm)}}}}}}$

$(3)$

式中：I_{(450 nm, 370 nm)}为在发射光波长为450 nm和激发光波长370 nm的条件下测得的荧光强度；I_{(500 nm, 370 nm)}为在发射光波长为500 nm和激发光波长370 nm的条件下测得的荧光强度；I_{(380 nm, 310 nm)}为在发射光波长为380 nm和激发光波长310 nm的条件下测得的荧光强度；ΣI_{(435~480 nm, 255 nm)、}ΣI_{(300~345 nm, 255 nm)}为在激发光波长255 nm，发射光波长分别为435~480 nm和300~345 nm的条件下测得的荧光强度的和；(I_{(420~435 nm, 310 nm)})_max为发射光波长在420~435 nm,激发光波长为310 nm条件下测得的最大荧光强度。

同时，采用区域面积积分法(FRI)计算三维荧光光谱中5大分区(酪氨酸类、色氨酸类、UVA腐殖质类、UVC腐殖质类、微生物代谢产物类有机物)的有机物占比^[13]，对DOM的组成进行表征。

1.3 混凝过程中粒径分布的测定

为分析混凝过程中粒径的变化，利用激光粒度仪(Mastersizer 2000，英国马尔文)搭建在线粒度分析装置进行在线分析^[14-15]，包括便携式混凝实验搅拌器(MY3000-2N，武汉梅宇)、蠕动泵、激光粒度仪，利用蠕动泵实时将形成的絮体泵入激光粒度仪进行分析，测试装置如图2所示。

图 2 混凝过程在线粒径测试装置

Figure 2. Setup for online floc size measurement during coagulation process

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在线粒度分析过程如下：混凝过程和前面混凝实验相同，为了研究絮体强度及稳定性，沉淀5 min后，进入400 r·min⁻¹破碎快搅阶段(400 r·min⁻¹，60 s)，随后开始200 r·min⁻¹破碎阶段(200 r·min⁻¹，60 s)，最后进行二次沉淀。在整个过程中，将混凝体系的溶液实时泵入激光粒度仪进行粒径分析。

1.4 絮体形貌分析

絮体采用冷冻干燥，形貌采用FESEM(HITACHI SU8020, 日本日立)进行观测。为提高样品导电性，观察前对样品进行喷金(HITACHI E-1010 Ion Sputtering device, 日本日立)。

2. 结果与讨论

2.1 不同介质加载混凝对磷去除的影响

图3为不同介质投加对不同形态磷的去除效果。由图3可以看出，混凝过程对磷有较好的去除效果，TP去除率为72%左右。投加PAM后，对 ${\rm{PO}}_4^{3 - } \text{-} {\rm{P}}$ 的去除率基本无影响，而对有机磷的去除率有显著下降，因此DTP去除率略下降，而STP去除率提高。这表明 ${\rm{PO}}_4^{3 - } \text{-} {\rm{P}}$ 的去除主要是通过无机混凝剂的絮凝作用，而投加PAM后，瞬时形成的大絮体包覆限制了PAC水解产物对有机磷的吸附。由此可以推断， ${\rm{PO}}_4^{3 - } \text{-} {\rm{P}}$ 的去除是瞬时过程，在投加PAC后的混凝阶段即可完成。而有机磷的吸附过程较慢，需要在絮凝及慢搅过程进一步实现。投加石英砂与磁种后，TP的去除率提高，对TP去除率的影响顺序为100目磁种>石英砂>回收磁种>325目磁种>200目磁种>纳米磁种。石英砂的投加显著提高DTP去除率，去除率达92.76%；但对有机磷和 ${\rm{PO}}_4^{3 - } \text{-} {\rm{P}}$ 去除效果较差，导致STP的去除率较低。100目磁种对 STP的去除效率最高，OTP去除效果较差。325目磁种对OTP的去除效果最好，主要是由于其本身的吸附作用^[14]。因此，其回收磁种也具有最高的OTP去除率。但回收磁种对各种形态磷的去除率均高于原磁种，主要原因是磁种回收过程中表面仍存在一定的微絮体结构，无机絮体对磷有一定的吸附作用。纳米磁种对磷去除的增强效果最差，相比传统混凝过程，主要增加了OTP的去除。

图 3 不同介质加载混凝对不同形态磷去除效果的影响

Figure 3. Effect of mediums addition on the removal efficiencies of phosphorus with different forms

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整体而言，投加石英砂主要强化悬浮态磷的去除效果，对溶解态磷的影响较小。投加磁种主要增强有机磷和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P的吸附，因此，对DTP的去除效果有明显的增强^[16]。磁种对磷的强化作用与磁种粒径无相关性，其可能原因是由于不同批次磁种本身性质差异，因此，磁种吸附能力不随粒径减少而加强。同时，回收磁种因为具有一定的微絮体结构，具有更强的磷强化去除效果。目前，磁混凝工艺可以实现99%以上的磁种回收率，因此，可以认为磁混凝是一种有效的磷去除及污水厂升级改造工艺。

2.2 不同介质加载混凝对DOM去除的影响

DOM是水中的关键污染物，利用混凝技术实现DOM的去除的研究已得到了广泛的报道，但不同介质加载对DOM去除的影响及混凝过程中DOM的深度分析还需要进一步开展。本研究采用UV-vis、3D-EEM和HPSEC方法，分析混凝过程中DOM的去除特征，并比较不同投加介质的主要影响特征。

1) DOM整体去除特征。如图4所示，混凝对SCOD和TOC具有一定的去除效果，SCOD和TOC去除率为5%~23%和23%~33%。在投加石英砂后，SCOD和TOC的去除率有所升高，分别为13.93%和23.23%。磁种对SCOD和TOC的去除能力随磁种粒径的降低而升高，这表明DOM去除主要机制为磁种的吸附作用，且粒径越小其吸附比表面积越大。回收磁种对DOM的去除率低于原磁种，原因可能为磁种表面的微絮体的包裹影响了其对有机物的吸附。整体而言，2种加载介质石英砂与磁种对DOM的去除均有一定的强化。

图 4 不同介质加载混凝对SCOD和TOC的影响

Figure 4. Effect of mediums addition on the removal efficiencies of SCOD and TOC

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2) 紫外可见光谱。黑臭水体的DOM显著高于其他水体^[17]，因此，混凝对DOM的去除具有重要意义。本研究采用UV-vis方法，表征DOM的组成及其在混凝过程中的变化，结果如图5所示。相对原水，混凝显著降低了DOM的浓度，在210 nm之后的波段内，吸光度显著降低，这表明混凝对大分子的芳香族类化合物去除效果较好。但投加PAC与PAC+PAM的UV-vis图谱基本重合，且不同加载介质对图谱影响较小。这表明DOM主要去除机制是PAC的作用，主要原因是由于其水解产物对DOM的吸附和螯合作用所致^[18]。

图 5 不同介质加载混凝水样UV-vis图谱

Figure 5. Effect of mediums addition on the UV-vis spectra of coagulated water

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进一步分析吸光度指数，发现石英砂组的UV₂₅₄吸光度最高，这表明石英砂对DOM去除效果较差；磁种可促进DOM的去除，且随着磁种粒径的降低，DOM的去除率上升，投加325目磁种后出水的吸光度最低，其结果与SCOD和TOC相一致；回收磁种的UV-vis图谱与原磁种基本一致，但吸光度相对略高，可能是微絮体影响了DOM的吸附；但投加纳米磁种组中DOM的浓度略高于投加其他磁种组，与SCOD和TOC的结果相反，可能原因是，纳米磁种对在254 nm波段无吸收的DOM有特异性吸附，而对在254 nm波段有吸收特征的DOM的吸附能力相对较差。

如表1所示，混凝后UV₂₅₄、UV₂₆₀、UV₂₈₀、A_226~400、A_275~295、A_350~400显著降低，而E₂₅₄/E₃₆₅、E₃₀₀/E₄₀₀、E₂₈₀/E₄₇₂显著升高，即混凝过程对芳香类、共轭双键、疏水性有机物都具有明显的去除。混凝出水中DOM中小分子有机物比例增加，腐殖酸比例下降，芳香族取代基中脂肪链的比例升高；而羰基、羧基和羟基的比例减少，DOM芳构化程度、分子质量及聚合度下降。投加石英砂后，UV₂₅₄、UV₂₆₀、UV₂₈₀指数略有升高，对DOM的去率除略有降低，但E₂₅₄/E₃₆₅、E₃₀₀/E₄₀₀显著升高，这表明石英砂显著促进了腐殖酸的去除。相应地，A_226~400、A_275~295指数相比磁种加载组显著更高，表明其对DOM的去除略差。随磁种粒径的降低，UV₂₅₄、UV₂₆₀、UV₂₈₀、E₂₅₄/E₃₆₅、E₃₀₀/E₄₀₀、A_226~400、A_275~295、A_350~400指数逐渐下降，而E₂₈₀/E₄₇₂指数逐渐升高，表明DOM的去除率升高，废水中有机物腐殖化程度、分子质量、芳香性与聚合度均有所下降。同时，吸光度指数分析进一步表明，回收磁种对DOM的去除率略低于原磁种，主要原因是其表面微絮体的形成所致。

表 1 不同介质加载混凝水样的UV-vis吸光度指数

Table 1. Effect of mediums addition on the UV-vis spectra index of coagulated water

实验组	UV₂₅₄	UV₂₆₀	UV₂₈₀	E₂₅₄/E₃₆₅	E₃₀₀/E₄₀₀	E₂₈₀/E₄₇₂	A_226~400	A_275~295	A_350~400
原水	0.261	0.245	0.209	1.813	1.400	2.58	34.776	4.144	6.692
A	0.128	0.125	0.107	2.667	2.000	4.409	14.073	1.881	1.839
B	0.125	0.123	0.102	2.750	2.393	4.381	13.453	1.802	1.796
C	0.137	0.129	0.103	3.186	2.355	4.478	14.925	1.984	1.91
D	0.128	0.127	0.100	2.913	2.250	4.762	14.648	1.939	1.913
E	0.123	0.125	0.099	2.977	2.182	4.950	14.461	1.928	1.899
F	0.117	0.122	0.096	2.822	2.121	5.333	14.072	1.873	1.839
G	0.126	0.120	0.095	2.761	2.345	5.278	13.847	1.838	1.822
H	0.132	0.126	0.100	3.000	2.250	5.556	14.534	1.936	1.899

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整体而言，不同介质加载的混凝对紫外-可见光图谱影响较小，PAC是DOM去除的关键，即DOM主要的去除机理为无机混凝剂的吸附和螯合作用^[19-20]。

3)三维荧光光谱。采用3D-EEM分析了2种加载介质混凝对污水中主要的5类DOM去除特征的影响。如图6所示，原水中DOM主要为类酪氨酸蛋白、类色氨酸蛋白、UVA腐殖质类、UVC腐殖质类及部分微生物代谢产物^{[9, 11]}。不同介质加载的混凝后DOM的组成基本相同，且与原水保持一致，但产水中各个区域特别是SMP和UVA腐殖质类物质浓度显著降低，与紫外可见光谱的结果相一致.这表明混凝过程同步去除不同类型的DOM，且SMP和UVA腐殖质类中的大分子DOM去除率较高^{[18, 21]}。整体而言，仅投加PAC组与其他组的3D-EEM谱图基本一致，这进一步证实了DOM的去除主要是依靠无机混凝剂的作用。

图 6 不同介质加载对混凝水样三维荧光图的影响

Figure 6. Effect of mediums addition on the 3DEEM spectra of coagulated water

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如表2所示，混凝后水样的f都高于1.9，且b指数都高于1，表明废水及混凝后的水样中的DOM主要为内源性DOM，微生物活性较强；同时，h指数为0.6左右，表明DOM芳香性较高。分析DOM的占比发现，蛋白质类物质和腐殖质类是废水中主要DOM。混凝后，酪氨酸类和色氨酸类蛋白质比例略增加，腐殖质类占比降低，SMP类和UVC腐殖质类比例变化不显著^[12]，即混凝过程对腐殖质类物质去除较高^{[19, 21]}。介质投加后，f指数升高，h和b指数下降，即加载介质后内源性的DOM占比升高，芳香性DOM占比下降。同时，从DOM组成可以发现，III区占比下降，IV区占比上升，即介质加载可略提升腐殖质类有机物的去除。对比回收磁种与原磁种的结果可发现，f指数有所降低，类酪氨酸蛋白占比下降，腐殖质类有机物占比升高，即回收磁种对腐殖质类有机物去除效果低于原磁种。

表 2 不同介质加载混凝水样荧光指数的影响

Table 2. Effect of mediums addition on the fluorescence index of coagulated water

指标	f	h	b	I区	II区	III区	IV区	V区
原水	2.368	0.621	1.111	0.373	0.214	0.217	0.141	0.055
A	2.215	0.649	1.139	0.382	0.222	0.205	0.139	0.053
B	2.347	0.647	1.187	0.377	0.226	0.201	0.142	0.054
C	2.146	0.622	1.064	0.381	0.221	0.203	0.143	0.052
D	2.276	0.632	1.08	0.389	0.218	0.199	0.14	0.054
E	2.174	0.639	1.016	0.383	0.221	0.203	0.141	0.053
F	2.251	0.638	1.098	0.385	0.218	0.199	0.14	0.058
G	2.224	0.639	1.107	0.407	0.217	0.188	0.138	0.05
H	2.389	0.645	1.124	0.378	0.224	0.205	0.14	0.053

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4)分子质量的分布。不同介质加载混凝处理后DOM的分子质量分布如图7所示，混凝过后高分子DOM(4 000~50 000 Da)的浓度显著下降。石英砂投加对出水DOM的分子质量分布基本无影响。相比传统混凝出水，在各波长条件下吸光度略高，这说明砂混凝对DOM去除率略低。投加磁种后，出水在20 000~3 000 Da出现一个新的吸收峰，且磁种粒径越小，峰强越高，这可能是磁种本身的杂质所致。但磁种投加后，对5 000 Da的DOM去除效果增强，且随粒径减少，去除率提高，主要原因是磁种的吸附作用。投加回收磁种后，未出现20 000~3 000 Da的吸收峰，且对大分子DOM的去除率高于原磁种，主要原因是微絮体的螯合作用。

图 7 不同介质加载混凝水样分子质量的分布的影响

Figure 7. Effect of mediums addition on the molecular weight distribution of coagulated water

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2.3 多介质加载对混凝过程粒径的影响

为进一步表征加载的介质对混凝过程的影响，考察了混凝过程中絮体粒径的变化。如图1所示，325目磁种与回收磁种粒径及其分布基本相同，但大粒径的颗粒占比增加，即平均粒径增加。这表明磁种回收后部分絮体仍未完全分离，证实了回收磁种表面微絮体的存在。不同磁种的粒径分布均存在2个明显的粒径峰，表明磁种存在颗粒团聚现象。在混凝过程中絮体的粒径变化见图8，结果表明，在投加PAM后，絮体粒径显著增加，因此，悬浮物的去除率有所增加。但其形成的絮体强度较低，在破碎阶段易破碎，故二次沉淀性能差，导致二次沉淀后污泥量显著高于单独投加PAC组。介质加载后，絮体粒径都低于传统混凝过程，即介质加载混凝可以促进形成高密实度的絮体。也有研究^{[14, 22]}发现，磁种间的磁性力也可促进絮体的压实，因此，介质加载混凝过程可以实现污泥减量。砂加载后混凝过程絮体粒径低于磁种加载组，其在破碎后粒径为混凝过程的一半，即存在絮体破碎，但二次沉降性能远优于传统混凝过程。磁种加载混凝过程的粒径显著高于砂加载混凝，且其絮体沉降性能、强度及再混稳定性也优于砂加载混凝，表明磁加载对于固液分离速率的促进作用高于砂加载，磁种的微磁场作用可能是主要原因^[23]。100目磁种投加后形成的絮体强度较低，破碎阶段后粒径为絮凝阶段的1/3，主要原因是其粒径较大，与外层絮体的结合不密实，因此更易破碎。200目和325目磁种形成的磁絮体强度及沉降性能较好，325目磁种形成的絮体粒径略低。回收磁种加载形成的絮体粒径略高于原磁种，沉降性能与强度也较高，主要原因是回收磁种中有一定的微絮体，与絮体具有更高的亲和力。

图 8 介质加载混凝过程粒径随时间的变化

Figure 8. Change of particle size of flocs with time during medium-loaded coagulation

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2.4 不同介质加载对絮体形貌的影响

图9不同混凝组SEM的表征结果。由图9可知，投加PAC后形成的絮体较小，而投加PAM后形成的絮体粒径显著增加，在其表面可以看到小颗粒的堆积结构，因此，其在破碎过程中易分离，但强度较低。投加不同介质后，其均可作为絮体核心促进絮体生长^[18]。磁种加载后形成的絮体颗粒间贴合度更高，磁种和絮体的亲和力更强，因此，其具有更高的强度，微磁场作用也是其形成密实絮体的一个主要原因^[22-23]。同时，磁种粒径越低，越有利于其与絮体的结合，与絮体粒径变化的结果一致。但纳米磁种形成的絮体均质性较差，主要是由于纳米材料易发生团聚造成的。回收磁种投加后完全被絮体包围，因此，形成的絮体均质性较好，其可能原因是，由于回收磁种本身带有微絮体，与絮体有更好的亲和力，因此，其混凝效果最佳。

图 9 不同介质投加对絮体形貌的影响

Figure 9. Effect of mediums addition on the morphology of flocs during coagulation

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3. 结论

1)混凝过程总磷去除率为72%左右， ${\rm{PO}}_4^{3 - } - {\rm{P}}$ 的主要去除机制是PAC的作用，其吸附是一个瞬时过程。混凝对DOM去除主要机制为PAC水解产物的吸附和螯合作用，高芳香性、腐殖化、分子质量(4 000~50 000 Da)的DOM更易去除。

2) 石英砂具有最好的强化磷去除效果，主要是强化悬浮态磷的去除，同时对腐殖酸类物质的去除也有一定的强化作用。磁种主要增强有机磷和 ${\rm{PO}}_4^{3 - } - {\rm{P}}$ 的吸附，对DTP的去除效果有明显强化作用，且可促进DOM特别是5 000 Da左右的DOM的去除。

3)介质加载混凝的关键作用在于形成密实性絮体，增强絮体的强度和沉降性能，实现污泥减量。

4)回收磁种表面具有一定的微絮体结构，其对磷及大分子DOM去除效果高于原磁种。因此，本研究认为，介质加载将成为未来常规混凝升级的一种有效策略，基于目前的磁种回收能力及回收磁种的高效去除率，磁混凝将成为一种有效的磷去除及污水厂升级改造工艺。

图 1 100 μg·L⁻¹的PFOS标准溶液测定浓度

Figure 1. Analytical values of 100 μg·L⁻¹ PFOS standard solutions

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图 2 不同材质的下PFOS标准溶液测定浓度

Figure 2. Analytical values of PFOS standard solutions with different materials

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图 3 润洗和无PFOS的1∶9混合液处理对PFOS标准溶液浓度测定的影响

Figure 3. Analytical values of PFOS standard solution with rinsing and no-PFOS 1∶9 mixed solution

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图 4 不同体积比下PFOS标准溶液测定浓度

Figure 4. Analytical values of PFOS standard solutions with different ratios of water to methanol

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图 5 PFOS的甲醇标准溶液测定浓度

Figure 5. Analytical values of PFOS with methanol standard solution

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图 6 PFOS的标准水溶液测定浓度

Figure 6. Analytical values of PFOS with aqueous standard solution

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图 7 地下水与超纯水条件下PFOS溶液的测定结果

Figure 7. Analytical values of PFOS with groundwater and sodium persulfate

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表 1 针式过滤器的材料及信息

Table 1. Relevant information of different syringe filters

滤膜材质	颜色	参数	用途	供货商
PTFE	橙色	13 mm × 0.45 μm	水系	南京荣华科学器材有限公司
PTFE	红色	13 mm × 0.22 μm	水系	南京泰普瑞仪器设备有限公司
Nylon	绿色	13 mm × 0.22 μm	有机系	南京荣华科学器材有限公司
Nylon	粉色	13 mm × 0.45 μm	有机系	南京泰普瑞仪器设备有限公司
Nylon	紫色	13 mm × 0.45 μm	有机系	天津市科亿隆实验设备有限公司

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[1]	GUELFO J L, ADAMSON D T. Evaluation of a national data set for insights into sources, composition, and concentrations of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in US drinking water[J]. Environmental Pollution, 2018, 236: 505-513. doi: 10.1016/j.envpol.2018.01.066
[2]	LU Z B, LU R, ZHENG H Y, et al. Correction to: Risk exposure assessment of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in drinking water and atmosphere in central Eastern China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018, 25(10): 9321. doi: 10.1007/s11356-018-1608-z
[3]	LAU C. Perfluorinated compounds[M]//Experientia Supplementum. Basel: Springer Basel, 2012: 47-86.
[4]	WANG J, ZENG X W, BLOOM M S, et al. Renal function and isomers of perfluorooctanoate (PFOA) and perfluorooctanesulfonate (PFOS): Isomers of C8 Health Project in China[J]. Chemosphere, 2019, 218: 1042-1049. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.11.191
[5]	臧春元, 张硕, 孙力平, 等. 碳纳米管催化臭氧降解PFOS动力学与过程控制[J]. 环境工程学报, 2017, 11(3): 1459-1464. doi: 10.12030/j.cjee.201512059
[6]	LIU Z Y, LU Y L, WANG T Y, et al. Risk assessment and source identification of perfluoroalkyl acids in surface and ground water: Spatial distribution around a mega-fluorochemical industrial park, China[J]. Environment International, 2016, 91: 69-77. doi: 10.1016/j.envint.2016.02.020
[7]	陈荣圻. PFOS的禁用及其相关整理剂和表面活性剂的替代(一)[J]. 上海染料, 2008, 36(6): 24-29. doi: 10.3969/j.issn.1008-1348.2008.06.004
[8]	LESCORD G L, KIDD K A, DE SILVA A O, et al. Perfluorinated and polyfluorinated compounds in lake food webs from the Canadian high arctic[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(5): 2694-2702.
[9]	LIU S J, LU Y L, XIE S W, et al. Exploring the fate, transport and risk of perfluorooctane sulfonate (PFOS) in a coastal region of China using a multimedia model[J]. Environment International, 2015, 85: 15-26. doi: 10.1016/j.envint.2015.08.007
[10]	WANG Z Y, COUSINS I T, SCHERINGER M, et al. Hazard assessment of fluorinated alternatives to long-chain perfluoroalkyl acids (PFAAs) and their precursors: Status quo, ongoing challenges and possible solutions[J]. Environment International, 2015, 75: 172-179. doi: 10.1016/j.envint.2014.11.013
[11]	BARRY V, WINQUIST A, STEENLAND K. Perfluorooctanoic acid (PFOA) exposures and incident cancers among adults living near a chemical plant[J]. Environmental Health Perspectives, 2013, 121(11/12): 1313-1318.
[12]	LLORCA M, FARRÉ M, TAVANO M S, et al. Fate of a broad spectrum of perfluorinated compounds in soils and biota from Tierra del Fuego and Antarctica[J]. Environmental Pollution, 2012, 163: 158-166. doi: 10.1016/j.envpol.2011.10.027
[13]	NAILE J E, KHIM J S, HONG S, et al. Distributions and bioconcentration characteristics of perfluorinated compounds in environmental samples collected from the west Coast of Korea[J]. Chemosphere, 2013, 90(2): 387-394. doi: 10.1016/j.chemosphere.2012.07.033
[14]	WANG P, LU Y L, WANG T Y, et al. Shifts in production of perfluoroalkyl acids affect emissions and concentrations in the environment of the Xiaoqing River Basin, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 307: 55-63. doi: 10.1016/j.jhazmat.2015.12.059
[15]	BUTENHOFF J L, OLSEN G W, PFAHLES-HUTCHENS A. The applicability of biomonitoring data for perfluorooctanesulfonate to the environmental public health continuum[J]. Environmental Health Perspectives, 2006, 114(11): 1776-1782. doi: 10.1289/ehp.9060
[16]	THE EUROPEAN PARLIAMENT AND THE COUNCIL. On persistent organic pollutants and amending Directive 79/117/EEC: REGULATION (EC) No 850/2004 consolidate version 2012[S]. Publications Office of the European Union, 2012.
[17]	CORDNER A, DE LA ROSA V Y, SCHAIDER L A, et al. Guideline levels for PFOA and PFOS in drinking water: The role of scientific uncertainty, risk assessment decisions, and social factors[J]. Journal of Exposure Science & Environmental Epidemiology, 2019, 29(2): 157-171.
[18]	THE EUROPEAN PARLIAMENT AND THE COUNCIL. Amending Directives 2000/60/EC and 2008/105/EC as regards priority substances in the field of water policy: Directive 2013/39/EU[S]. Publications Office of the European Union, 2013.
[19]	QU Y, ZHANG C J, LI F, et al. Equilibrium and kinetics study on the adsorption of perfluorooctanoic acid from aqueous solution onto powdered activated carbon[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 169(1/2/3): 146-152.
[20]	WANG F, LIU C S, SHIH K. Adsorption behavior of perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoate (PFOA) on boehmite[J]. Chemosphere, 2012, 89(8): 1009-1014. doi: 10.1016/j.chemosphere.2012.06.071
[21]	PARK H, VECITIS C D, CHENG J, et al. Reductive defluorination of aqueous perfluorinated alkyl surfactants: Effects of ionic headgroup and chain length[J]. The Journal of Physical Chemistry A, 2009, 113(4): 690-696. doi: 10.1021/jp807116q
[22]	HORI H, MURAYAMA M, INOUE N, et al. Efficient mineralization of hydroperfluorocarboxylic acids with persulfate in hot water[J]. Catalysis Today, 2010, 151(1/2): 131-136.
[23]	SCHAEFER C E, ANDAYA C, URTIAGA A, et al. Electrochemical treatment of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctane sulfonic acid (PFOS) in groundwater impacted by aqueous film forming foams (AFFFs)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 295: 170-175. doi: 10.1016/j.jhazmat.2015.04.024
[24]	KIM T H, LEE S H, KIM H Y, et al. Decomposition of perfluorooctane sulfonate (PFOS) using a hybrid process with electron beam and chemical oxidants[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 361: 1363-1370. doi: 10.1016/j.cej.2018.10.195
[25]	YANG S W, CHENG J H, SUN J, et al. Defluorination of aqueous perfluorooctanesulfonate by activated persulfate oxidation[J]. PLoS One, 2013, 8(10): e74877. doi: 10.1371/journal.pone.0074877
[26]	刘晗, 许秦坤, 许建红. 紫外光助零价铁活化过硫酸盐降解全氟辛烷磺酸盐[J]. 西南科技大学学报, 2017, 32(1): 20-24. doi: 10.3969/j.issn.1671-8755.2017.01.004
[27]	蒋闳, 盛旋, 杨嫣嫣, 等. 全氟辛烷磺酰基化合物(PFOS)分析研究进展[J]. 安徽化工, 2007, 33(2): 5-10. doi: 10.3969/j.issn.1008-553X.2007.02.002
[28]	AHRENS L, NORSTRÖM K, VIKTOR T, et al. Stockholm Arlanda Airport as a source of per- and polyfluoroalkyl substances to water, sediment and fish[J]. Chemosphere, 2015, 129: 33-38. doi: 10.1016/j.chemosphere.2014.03.136
[29]	HANSEN K J, JOHNSON H O, ELDRIDGE J S, et al. Quantitative characterization of trace levels of PFOS and PFOA in the Tennessee River[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(8): 1681-1685.
[30]	MARTIN J W, KANNAN K, BERGER U, et al. Analytical challenges hamper perfluoroalkyl research[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(13): 248A-255A.
[31]	USEPA. Drinking water health advisory for perfluorooctanoic acid (PFOA): EPA 822-R-16-005[S]. Washington, DC, United States, 2016.
[32]	ISO. Water quality: Determination of perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoate (PFOA): Method for unfiltered samples using solid phase extraction and liquid chromatography/mass spectroscopy: ISO 25101[S]. Geneva, Switzerland, 2009.
[33]	LATH S, KNIGHT E R, NAVARRO D A, et al. Sorption of PFOA onto different laboratory materials: Filter membranes and centrifuge tubes[J]. Chemosphere, 2019, 222: 671-678. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.01.096
[34]	WEI C L, WANG Q, SONG X, et al. Distribution, source identification and health risk assessment of PFASs and two PFOS alternatives in groundwater from non-industrial areas[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 152: 141-150. doi: 10.1016/j.ecoenv.2018.01.039
[35]	金一和, 刘晓, 张迅, 等. 人血清中全氟辛烷磺酰基化合物污染现状[J]. 中国公共卫生, 2003, 19(10): 1200-1201. doi: 10.3321/j.issn:1001-0580.2003.10.021
[36]	HANSEN K J, CLEMEN L A, ELLEFSON M E, et al. Compound-specific, quantitative characterization of organic fluorochemicals in biological matrices[J]. Environmental Science & Technology, 2001, 35(4): 766-770.
[37]	PARK S, LEE L S, MEDINA V F, et al. Heat-activated persulfate oxidation of PFOA, 6: 2 fluorotelomer sulfonate, and PFOS under conditions suitable for in situ groundwater remediation[J]. Chemosphere, 2016, 145: 376-383. doi: 10.1016/j.chemosphere.2015.11.097
[38]	BRUTON T A, SEDLAK D L. Treatment of aqueous film-forming foam by heat-activated persulfate under conditions representative of in situ chemical oxidation[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(23): 13878-13885.
[39]	WEI C L, SONG X, WANG Q, et al. Sorption kinetics, isotherms and mechanisms of PFOS on soils with different physicochemical properties[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 142: 40-50. doi: 10.1016/j.ecoenv.2017.03.040
[40]	华东师范大学. 分析化学[M]. 3版. 北京: 高等教育出版社, 2006.
[41]	BARTLETT P D, COTMAN J D. The kinetics of the decomposition of potassium persulfate in aqueous solutions of methanol[J]. Journal of the American Chemical Society, 1949, 71(4): 1419-1422. doi: 10.1021/ja01172a078

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图( 7) 表( 1)

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1. 材料与方法
1.1 介质加载混凝实验
1.2 水质分析
1.3 混凝过程中粒径分布的测定
1.4 絮体形貌分析
2. 结果与讨论
2.1 不同介质加载混凝对磷去除的影响
2.2 不同介质加载混凝对DOM去除的影响
2.3 多介质加载对混凝过程粒径的影响
2.4 不同介质加载对絮体形貌的影响
3. 结论

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全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulphonate，PFOS)是一种新污染物，广泛存在于空气、水、土壤和底泥中^[1-5]，特别是氟化工生产企业附近的环境介质中^[6-7]。PFOS的持久稳定性、潜在生物毒性和生物累积性等^[8-10]，会对危害人群健康^[11-12]，已引起相关学者的关注^[13-14]。2000年，美国3M公司宣布禁止生产和应用PFOS^[15]。欧盟化学品限制指令中规定PFOS作为产品成分的质量浓度应低于10 mg·kg⁻¹^[16]。一些国家和地区环保部门出台的规定中PFOS浓度限值标准为痕量级(1~1 000 μg·L⁻¹)，甚至远低于痕量级。如美国USEPA规定饮用水中PFOS和全氟辛酸(perfluoro caprylic acid，PFOA)的总浓度不超过0.07 μg·L⁻¹^[17]；欧盟规定内陆地表水中PFOS的年平均质量浓度限值为0.000 65 μg·L⁻¹，其中淡水可接受的最大值为36 μg·L⁻¹，海洋年平均质量浓度限值为0.000 13 μg·L⁻¹^[18]。另外，在PFOS处理技术的研究中，如吸附^[19-20]、高级氧化、零价铁还原和电化学处理等^[21-26]，PFOS的处理目标浓度亦为痕量级或低于痕量级。然而，测定痕量甚至远低于痕量级的浓度，对仪器分析及分析预处理过程的要求也更高。

测定痕量级的PFOS时，其浓度越低，相对标准偏差会越大，影响因素可能有以下4个方面。1)在实验和测定过程中，PFOS与各种化学试剂接触并混合，可能对PFOS浓度测定结果产生干扰。2)检测仪器自身问题，如基质效应产生离子抑制、流动相洗脱强度不同、出峰情况等，均可能对PFOS浓度测定产生影响^[27]。3)在采样或实验时使用的容器或器材通常由特定材料制成，如玻璃、塑料等，可能影响测定结果。在涉及全氟化合物(PFASs，PFOS为PFASs中的一种)的实验测定过程中不能使用玻璃仪器及含聚四氟乙烯(polytetrafluoroethylene，PTFE)材料，原因是玻璃材质会吸附PFASs造成浓度损失；而PTFE材质的器皿因含有PFASs残留造成含量增多，均可导致测定数据误差增大^[28-30]。USEPA及ISO标准方法中也规定PFASs的样品采集和检测分析中，样品不得与任何玻璃容器或注射器等转移仪器的材料接触，并建议使用聚丙烯(polypropylene，PP)容器用于样品溶液的制备和储存^[31-32]。与之相反，有报道称，PP材质及含有PTFE过滤器对PFOA的吸附损失反而比玻璃大^[33]，这与ISO建议的标准方法相矛盾。4)针对PFOS样品中存在明显干扰杂质，以及环境样品中PFOS浓度低于痕量级等问题，一般需要进行萃取预处理，主要为固相萃取、液液萃取。固相萃取主要用于PFOS浓度低于痕量级的环境样品，使富集浓缩、净化后的PFOS甲醇溶液浓度达到仪器分析的检出限，并使相对标准偏差和回收率在合理范围内^[6,29,34]；液液萃取可有效去除样品中的细胞、组织或杂质，并使组分或杂质中吸收的PFOS得以释放^[35-36]。上述2种预处理方式步骤多，易产生累积误差。针对无干扰杂质或组分且浓度为痕量级及以上的PFOS溶液，无需复杂的预处理过程，可采用水-甲醇混合液测定，即以PFOS溶液与甲醇按一定比例混合过滤后直接上机测定，如PARK等^[37]将PFOS水溶液与甲醇以体积比为1∶1的比例混合过滤后上机测定，溶液中含有过硫酸盐；BRUTON等^[38]将PFOS溶液先用水稀释5~10倍后，再用甲醇稀释5~25倍上机测定，且溶液中也含有过硫酸盐；另外，以避免出现操作过程中的误差，还可采用水溶液直接上机测定的方法^[39]。

本研究针对PFOS痕量浓度测定中的误差问题，以PFOS标准溶液开展了探索性实验，对PFOS痕量级浓度分析误差的影响进行评估，明确测定过程中存在的问题，确定主要影响因素，以及解决影响因素的依据与方法，为PFOS及相关全氟化合物的测定提供参考。

3. 结论

1)仪器分析表明，质量浓度为100 μg·L⁻¹的PFOS溶液可接受的仪器分析误差即允许误差在±6%左右。无论溶剂采用1∶9混合液或是甲醇溶液，无论移液工具采用玻璃材质的微量注射器或是PP材质移液枪枪头，均未引起明显的系统误差和操作误差。

2)质量浓度为100 μg·L⁻¹的PFOS溶液(溶剂为水与甲醇体积比为1∶9的混合液)实验表明，使用PP注射器、PTFE和Nylon滤膜的过滤器均使PFOS的测定浓度升高，而且并非上述材料中含有PFOS残留造成，同时润洗上述材料也并未将PFOS的测定浓度回归正常范围。PFOS溶液中溶剂甲醇含量增大，会减小注射器及针式过滤器的干扰；溶剂中水的含量增大，会增大注射器及针式过滤器的干扰。

3)仅甲醇配制的PFOS溶液浓度测定实验表明，以甲醇为溶液的PFOS浓度误差在允许范围内，用PFOS待测液润洗相关材料后测定的PFOS浓度更接近平均值，精确度更高。PFOS上机测定使用溶剂建议仅使用甲醇溶液，并用待测液润洗PP材质的注射器与针式过滤器，对PFOS溶液的测定无明显影响。

4)仅水配制的PFOS溶液实验表明，移液枪枪头和玻璃注射器使水溶液中PFOS的浓度略低，但未产生显著影响。PP离心管、PP注射器和PTFE-红色针式过滤器对PFOS的浓度有显著影响，尤其是针式过滤器的影响较大。针对收集、存储或制备含有痕量级或低于痕量级的PFOS水溶液的样品，相关文献标准中建议使用PP材质，不建议使用玻璃容器采集。但此实验结果表明PP材质容器会显著降低PFOS的含量，不建议用PP材质的容器，建议使用玻璃容器。

5)当水溶液中含有Na₂S₂O₈及地下水含有各种杂质的多因素作用下，PFOS浓度测定会存在较大误差，测定的精确度降低。液液萃取可去除无机盐和其他不溶物，将被吸附的PFOS脱附出来。将水溶剂替换甲醇为溶剂，虽然液液萃取由于操作步骤增多，但测定精确度高。因此，液液萃取可行性较好。

参考文献 (41)

新污染物PFOS痕量级测定中的影响因素及优化

作者简介: 陈星(1984—)，男，硕士，工程师。研究方向：土壤与地下水环境污染修复。E-mail：chenxing@isass.ac.cn

通讯作者: 宋昕(1974—)，女，博士，研究员。研究方向：土壤与地下水环境污染修复。E-mail：xsong@issas.ac.cn;

Factors affecting and modification of the laboratory analysis of PFOS

Corresponding author: SONG Xin, xsong@issas.ac.cn ;

1. 材料与方法

1.1 介质加载混凝实验

1.2 水质分析

1.3 混凝过程中粒径分布的测定

1.4 絮体形貌分析

2. 结果与讨论

2.1 不同介质加载混凝对磷去除的影响

2.2 不同介质加载混凝对DOM去除的影响

2.3 多介质加载对混凝过程粒径的影响

2.4 不同介质加载对絮体形貌的影响

3. 结论

计量

出版历程

新污染物PFOS痕量级测定中的影响因素及优化

通讯作者: 宋昕(1974—)，女，博士，研究员。研究方向：土壤与地下水环境污染修复。E-mail：xsong@issas.ac.cn;

作者简介: 陈星(1984—)，男，硕士，工程师。研究方向：土壤与地下水环境污染修复。E-mail：chenxing@isass.ac.cn 1. 中国科学院南京土壤研究所，南京 210008 2. 中国科学院大学，北京 100049

English Abstract

Factors affecting and modification of the laboratory analysis of PFOS

Corresponding author: SONG Xin, xsong@issas.ac.cn ;

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 实验方法

2.1. LC-MS/MS仪器的误差分析

2.2. 1∶9混合液中实验器材对PFOS浓度的影响

2.2.1. 注射器与针式过滤器的影响

2.2.2. PFOS测定浓度(1∶9混合液)偏高原因分析

2.3. 采用不同体积比混合液时器材对测定的影响

2.4. 甲醇溶剂配置标准液时器材对测定的影响

2.5. 水溶剂配置标准溶液时器材对测定的影响

2.6. 地下水及其水溶液中过硫酸钠对测定的影响

目录

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 实验方法

2.1. LC-MS/MS仪器的误差分析

2.2. 1∶9混合液中实验器材对PFOS浓度的影响

2.2.1. 注射器与针式过滤器的影响

2.2.2. PFOS测定浓度(1∶9混合液)偏高原因分析

2.3. 采用不同体积比混合液时器材对测定的影响

2.4. 甲醇溶剂配置标准液时器材对测定的影响

2.5. 水溶剂配置标准溶液时器材对测定的影响

2.6. 地下水及其水溶液中过硫酸钠对测定的影响

作者简介: 陈星(1984—)，男，硕士，工程师。研究方向：土壤与地下水环境污染修复。E-mail：chenxing@isass.ac.cn
1. 中国科学院南京土壤研究所，南京 210008

2. 中国科学院大学，北京 100049