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DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2022090901黄柳青, 王雯冉, 张浴曈, 等. 地表水中全氟及多氟烷基化合物（PFASs ）的污染现状研究进展[J ]. 环境化学, 2024, 43（3）: 693-710.HUANG Liuqing, WANG Wenran, ZHANG Yutong, et al. Research progress on the pollution status of per-and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in surface water: A review [J ]. Environmental Chemistry, 2024, 43 （3）: 693-710.地表水中全氟及多氟烷基化合物（PFASs ）的污染现状研究进展 *黄柳青1 王雯冉1 张浴曈1 徐翊宸1 王新皓1 俞学如2 陈 森2 谷 成1 陈张浩1 **（1. 南京大学环境学院，污染控制与资源化国家重点实验室，南京，210023；2. 南京市生态环境保护科学研究院，南京，210013）摘 要 近年来，全氟及多氟烷基化合物（per- and polyfluoroalkyl substances ，PFASs ）的大量生产使用，使得其在自然水体中的浓度日益升高. 由于PFASs 的生物毒性及强稳定性，环境中的PFASs 严重威胁到生态环境及人类健康. 目前，多个国家及相关国际组织开始对地表水中的PFASs 展开检测，但目前的监测基本属于点源监测，大范围、长时间维度的监测依然缺乏，从而无法准确揭示PFASs 的时空赋存特征. 本文概述了PFASs 在地表水中的赋存水平，同时阐述了地表水环境中PFASs 的水平分布和垂直分布特征，并揭示了地表水中PFASs 污染水平与组成的时间变化规律，总结了影响PFASs 污染的主要因素，对后续PFASs 监测提出了建议，以期为准确评估水环境中PFASs 的污染状况提供依据.关键词 全氟及多氟烷基化合物，地表水，污染特征，时空差异性.Research progress on the pollution status of per-and polyfluoroalkylsubstances (PFASs) in surface water: A reviewHUANG Liuqing 1 WANG Wenran 1 ZHANG Yutong 1 XU Yichen 1 WANG Xinhao 1 YU Xueru 2 CHEN Sen 2 GU Cheng 1 CHEN Zhanghao 1 **（1. School of the Environment, State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, Nanjing University, Nanjing,210023, China ；2. Nanjing Municipal Academy of Ecological and Environment Protection Science, Nanjing, 210013, China ）Abstract Recently, the mass production and usage of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs)have caused the serious PFASs pollution in natural water. Due to the biological toxicity and the strong persistence, PFASs pollution is threating the ecological environment and human health.Nowadays, many countries and international organizations have begun to monitor the PFASs pollution in surface water. However, the current monitoring only focus on the point source, and there still lacking the large-scale and long-term monitoring. Therefore, it is impossible to accurately reveal the spatiotemporal characteristics of PFASs pollution. This study summarizes the occurrence level of PFASs in surface water, and expounding the distribution characteristics of PFASs in the surface water. Moreover, the temporal variation law of PFASs pollution in surface water was revealed, and some environmental factors were also discussed. Finally, the follow-up suggestions on PFASs 2022 年 9 月 9 日 收稿（Received ：September 9，2022）．* 中国博士后科学基金（2021M701662）和国家自然科学基金（21777066）资助.Supported by the China Postdoctoral Science Foundation (2021M701662) and National Science Foundation of China (21777066).* * 通信联系人 Corresponding author ，E-mail ：**************.cn694环 境 化 学43 卷monitoring are proposed, providing a basis for accurately assessing the pollution status of PFASs in the environment.Keywords per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs)，surface water，pollution characteristics，spatial and temporal differences.全氟及多氟烷基化合物（per- and polyfluoroalkyl substances，PFASs）是一类人工合成的有机氟化物，其结构上至少存在一个完全氟化的甲基（—CF3）或亚甲基（—CF2—）碳[1]. 由于C-F键极高的化学键能（460 kJ·mol−1）[2]，PFASs具有极强的稳定性，同时具有疏水疏脂、耐高温、耐氧化的性质，能在自然环境中长久稳定地存在[3].据统计，人工合成的PFASs已逾4700种，仅2000年至2017年，就有超过3000 t PFASs被合成，并被用于塑料、橡胶、电子工业产品以及油漆的生产[4]. 长期的生产使用使得PFASs不断在环境中积累，目前，在中国东南部地区河流水[5]、约旦Zarqa河两岸土壤[6]、北极圈大气[7]等全球范围环境介质中内均有PFASs检出. 研究表明，环境中的PFASs可以通过饮用水和食物链传递作用进入人体，并造成生殖系统损伤[8]、免疫系统损伤[9]以及神经性伤害[10]. 全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulfonate，PFOS）和全氟辛酸（perfluorooctanoic acid，PFOA）是环境中最典型的两种PFASs，分别于2009年和2019年被正式列入《斯德哥尔摩公约》. 与此同时，欧盟2015年颁布的《水框架指令》中规定地表水中PFOS年平均浓度不得超过0.65 ng·L−1，最大浓度不得超过65 ng·L−1；2016年，美国环境保护署（EPA）设立了饮用水中PFOS和PFOA总浓度低于70 ng·L−1的健康标准. 2014年我国原环保部和农业部等12部委发布的文件要求，五年内确保PFOS在特定豁免用途全部淘汰. 在《重点管控新污染物清单（2021年版）》中重申，禁止PFOS类物质生产，并严禁生产、使用和进出口PFOA类物质. 尽管PFOS、PFOA等长链PFASs已被限制生产使用，仍有大量短链或含有其他新兴PFASs替代品被不断开发应用，环境中可检出PFASs种类不断增加，如何解决PFASs污染已逐渐成为当下最受关注的环境问题之一.环境水体是环境中PFASs的重要储存库[11 − 12]，由于PFASs分子结构的特殊性，PFASs在水环境中的分布及其与不同环境介质的结合状态相比传统疏水有机污染物差异较大[13 − 15]. 此外，水的地球循环过程、水力作用也会影响PFASs的环境迁移与转化过程[16 − 17]. 因此，厘清PFASs在水环境中的迁移转化规律，并揭示多种环境介质对该过程的影响，对于科学评估PFASs的环境污染现状并进一步有效治理PFASs污染具有重要科学意义. 在过去的数十年间，有关PFASs的综述研究已有较多，例如，Gagliano、Wei、 Bolan等[18 − 25] 总结比较了PFASs在大气、土壤及水环境中的修复技术，包括吸附法、水热法、超声法、光降解及生物降解法等. Podder 等[26 − 28]对现有研究中PFASs的潜在暴露途径及生物毒性进行了总结. 此外，Kurwadkar等[29 − 32]回顾了PFASs在自然水环境中的污染浓度和分布特征、暴露及现场分析方法. 上述研究总结归纳了已有研究中报道的PFASs检测分析手段、修复技术，或是针对特定区域、环境介质、单一类别PFASs进行了统计分析，而对于全球尺度上地表水中全类别PFASs的污染水平研究依然缺乏. 本文总结归纳了多种地表水体中PFASs污染现状与时空分布特征，概述了地表水体中PFASs的主要来源及迁移规律，并揭示了影响该过程的多个环境要素及作用机制，为后续研究PFASs在环境中的迁移转化过程提供理论支撑，并对未来新型PFASs研发方向与监测手段进行了展望.1地表水中PFASs的污染现状（Pollution status of PFASs in surface water）水环境中的全氟及多氟烷基化合物来源众多（图1），直接来源包括工厂生产排放和人类日常活动.在氟化工企业生产过程中，大量含PFASs的废水直接排入地表水[33]；另外，消防灭火剂、防水涂层等含氟产品的日常使用中，也会将PFASs带入环境中[34]. 除了直接排放，环境中的PFASs前体物质也可以在生物或化学作用下转化为全氟烷基酸（perfluoroalkanoic acids，PFAAs）[35]. 环境中的PFASs在植物根系吸收[36]、干湿沉降作用[37]以及地表径流[38]等自然力作用下可在不同圈层之间发生迁移转化；水圈对于PFASs，既是最主要汇同时也是潜在的源[11, 39 − 42]. 因此，揭示PFASs在水环境中的赋存特征和迁移转化规律对理解这类物质的地球循环过程具有重要意义.图 1 水体中全氟化合物的来源Fig.1 Sources of PFASs in the liquid environment全氟烷基羧酸（perfluorocarboxylic acids ，PFCAs ）和全氟烷基磺酸（perfluorosulfonic acids ，PFSAs ）是两类典型的PFASs ，分别含有亲水性官能团羧基或磺酸基，其水溶性高于多氯联苯、多环芳烃等传统有机污染物[43]，其中一些短链PFCAs 在水中溶解度可以达到g·L −1级.1.1 内陆河流湖泊中PFASs 的污染现状近年来，关于内陆河流中PFASs 的检测报道日益增多. Li 等在不同位点采集的太湖水样中均测到不同浓度的PFCAs 和PFSAs ，全氟丁酸（PFBA ）及全氟辛酸（PFOA ）浓度分别达到35.51—65.78 ng·L −1和27.63—31.82 ng·L −1[44]；Liu 等监测发现，钱塘江上下游水中的PFASs 总浓度为3.58—786 ng·L −1，在氟工业集中区附近水体中检测到的PFASs 浓度最高[45]；杜国勇等在长江流域重庆段中检出16种全氟烷基酸，包含多种链长的全氟羧酸、磺酸类物质，该流段沿岸分布着以化工行业为主的合江临港工业园、万州化工园区等多个工业园区，生产废水经由污水处理厂处理后排入河道，处理过程中大多数PFASs 会转化为PFOA ，导致该流域中所检出主要单体为PFOA [46]. 王鑫璇等调查了中国七大流域PFASs 的污染现状，结果显示，七大流域PFASs 污染程度（中位值）为：松辽（92 ng·L −1）＞太湖（57 ng·L −1）＞海河（18 ng·L −1）＞淮河（17 ng·L −1）＞长江（14 ng·L −1）＞黄河（9.9 ng·L −1）＞珠江（7.1 ng·L −1），其中，松辽流域年降水量居七者最少，且PFASs 浓度呈现明显季节性差异，枯水期PFASs 浓度最高；而太湖流域虽然面积较小，但受工业园区分布及流域内人口密集影响较大，PFASs 污染也较为严重[47]. 在欧美， Pétré等在美国北卡罗来纳州开普菲尔河水系中可检出最高浓度416.8 ng·L −1的全氟己酸（perfluorohexanoic acid ，PFHxA ），同时含有较高浓度的全氟戊酸（perfluoropentanoic acid ，PFPeA ） [48].近年来，传统长链全氟烷基化合物 PFOA 和PFOS 的禁止生产使用促进了一系列新兴PFASs 的研发和应用（表1）. 新兴PFASs 代替物主要分为以下几类：（1）短链的全氟烷基磺酸或羧酸盐；（2）未被F 完全取代的多氟化合物；（3）在碳链中引入醚键的全氟和多氟烷醚类化合物（per-and polyfluoropolyether substances ，PFPEs ），多为分为全氟和多氟烷醚羧酸、磺酸及其盐类（PFPCAs 和PFPSAs ）； （4）含环状结构的全氟磺酸盐等.Marchiandi 等在墨尔本工业园区临近溪水中，检测到部分新型全氟化合物，如全氟己基磷酸（PFHxPA ）、N-亚甲基-全氟辛烷磺酸钾盐（MeFBSA ）等，这些新兴PFASs 大约可占总PFASs 的20%[54].Sun 等对比了美国开普菲尔河流域2006年至2013年水样PFASs 的浓度特征，结果显示2006年主要的PFCAs 为C7至C9，而2013年主要PFCAs 为C5至C7[55]. 2015年，Strynar 等在美国北卡罗来纳州的地表水中首次检测到Gen-X [56]. 随后，在德国莱茵河支流斯赫尔河、荷兰多德雷赫特市氟化厂下游、中国渤海湾、印度洋、北极等地均检测到较高浓度的Gen-X ，表明此类化合物已造成全球性污染[52, 55 − 59].3 期黄柳青等：地表水中全氟及多氟烷基化合物（PFASs ）的污染现状研究进展695现有文献中，Gen-X和同系物HFPO-TA被报道的最高污染浓度在中国山东小清河，分别为3825 ng·L−1[60]和68500 ng·L−1[61]. 有研究显示，在中国海河流域地表水中，检测到了26种PFASs，而且新兴PFASs，如F-53B，在一些沉积物样品中甚至占主导地位[62]. Lin等发现，F-53B在采集自浙江省奉化江河水样中的检出率高达100%[63]. 这些地区分布了较多电镀企业，含高浓度PFASs电镀废水的排放可能是造成该地区PFASs污染严重的主要原因.表 1 文献中的新兴多氟及全氟烷基化合物Table 1 Emerging polyfluorinated and perfluoroalkyl compounds reported in literatures名称Name简称Abbreviation分子式Molecular formula地点PlaceCAS参考文献Reference 短链全氟烷基磺酸及全氟烷基羧酸Short chain perfluorooctane sulfonates and perfluorooctanoic acids全氟戊酸Perfluoropentanoic acidPFBA C4F9COOH西班牙2706-90-3[49]全氟已酸Perfluorohexanoic acidPFHxA C5F11COOH中国307-24-4[50]全氟丁烷磺酸Perfluorobutanesulfonic acidPFBS C4F9SO3H中国375-73-5[5]多氟烷基化合物Polyfluoroalkyl compounds1H,1H,2H,2H-全氟辛磺酸1H,1H,2H,2H-perfluorooctane sulfonic acid6:2FTS C6F13CH2CH2SO3H中国27619-97-2[51]全氟和多氟烷醚类化合物Perfluoropolyethers4- 8-二氧-3H-全氟辛酸铵Ammonium 4,8-dioxa-3H-perfluorononanoateADONA CF3O（CF2）3OCHFCF2COO－NH4 +中国958445-44-8[52]全氟（2-甲基-3-氧杂己酸）Undecafluoro-2-methyl-3-oxahexanoic acid HFPO-DA（Gen-X）C3F7OCF（CF3） COOH（C3F7OCF（ CF3 ） COO－NH4 +）中国13252-13-6[52]全氟-2,5-二甲基-3,6-二氧杂壬酸Perfluoro（2,5-dimethyl-3,6-dioxanonanoic）acid HFPO-TAC3F7OC6F7OCF（CF3 ） COOH中国13252-14-7[52]6:2 氯代多氟烷醚磺酸盐6:2 chlorinated polyfluoroalkyl ether sulfonate 6:2 Cl-PFAES（F-53B）Cl（CF2） nO（CF2）2SO3H中国756426-58-1[53]环状全氟烷基化合物Cyclic perfluorinated acid十氟-4-（五氟乙基）环氧己烷磺酸钾盐PerfluoroethylcyclohexanesulfonatePFECHS C2F5C6F10SO3-K+澳大利亚335-24-0[54] 1.2 海洋中PFASs的污染现状陆源环境介质（土壤、江河湖水底泥及生物体）中的PFASs可随着水循环过程汇入海洋水体，造成PFASs污染逐步由近海向远海迁移.2011年之前的监测数据显示，大西洋赤道附近的表层海水以传统的PFOA、PFOS为主，浓度仅为102—103 pg·L−1和101—102 pg·L−1，其他短链PFSAs、PFCAs浓度均小于101 pg·L−1[11]. 随着各种限制PFASs法规的推行，大西洋绝大部分海域中传统PFASs浓度均有所下降，PFOA浓度水平维持在101—102 pg·L−1[64]. 太平洋和印度洋远洋表层海水中的不同PFASs（主要包括C4—C10 PFCAs，C4—C8 PFSAs，N-甲基全氟辛基磺胺）污染水平更低（太平洋∑PFASs中位数645 pg·L−1、印度洋527 pg·L−1）[65].针对北冰洋和南极洲调查数据显示：检出的PFASs绝大多数为PFAAs，浓度一般为2×101—1×102 pg·L−1[66].可见，海洋水体中的PFASs检出总浓度的数量级一般为pg·L−1，明显低于内陆水体（ng·L−1级），其中主要污染物仍是以全氟烷基磺酸和羧酸为代表的全氟烷基酸PFAAs，表2总结了全球各大洋中的PFASs的污染特征.表 2 五大洋中典型PFASs的赋存水平Table 2 Spatial characteristics of PFASs around the area of the five oceans大洋Ocean 地区Area主要PFASsMain PFASs检出浓度/（pg·L−1）Concentration参考文献References大西洋Altantic Ocean Bay of Biscay of ArgentiaPFOAPFOSPFOA 77—980PFOS 40—250[67]the River WeserPFOAPFOS∑PFAAs 120—260[68]696环 境 化 学43 卷续表 2大洋Ocean 地区Area主要PFASsMain PFASs检出浓度/（pg·L−1）Concentration参考文献References太平洋Altantic Ocean the River QingshuiPFOAPFOSPFOA 3—420[69] Tokyo BayPFOAPFOSPFOA 48—192PFOS 8—59[70]印度洋Indian OceanBay of Bengal coastPFOAPFOS∑PFAAs 10.6—46.8[11] Between Asia and AntarcticaPFOAPFOSPFOA 1—441PFOS 5—23.9[71 − 72]北冰洋Arctic Ocean European High ArcticPFOAPFDA∑PFAAs 0.1—3.6[39] the Central ArcticPFOAPFOS∑PFAAs 11—174[13]南冰洋Antarctic Ocean Antarctic Peninsula coastPFOAPFOSPFOA 0—25PFOS 25—45[64] Coastal Livingston IslandPFHpAPFOA∑PFAAs 94—420[73]2地表水中PFASs污染空间分布特征及归趋成因分析（The temporal distribution in surface water bodies and the analysis of the causes）2.1 内陆江河湖泊中的PFASs污染地域分布特征及归趋成因分析内陆地表水中PFASs浓度的地域差异较大，以长江上、中、下游各水系中PFASs污染水平为例（表3），PFASs浓度大体呈现西低东高的趋势，与工业发达程度及人类生产活动密切相关.表 3 长江流域PFASs污染状况Table 3 Contamination status of PFASs in the Yangtze River Basin地区Area 检出PFASs总浓度/（ng·L−1）Concentration主要PFASsMain PFASs主要PFASs检出浓度/（ng·L−1）Concentration of main PFASs参考文献Reference上游岷江 1.54—30.2PFBA0.16—28.4[74]青藏高原峡谷区0.272—2.224PFBA0.272—1.796[75]宜昌段＜20PFOA＜10[76]中游武汉段 4.16—4.77PFBS 1.28—1.49[77]洞庭湖18.07—29.95PFBAPFOA4.63—11.593.22—8.53[78]洪湖25.45—63.39PFOAPFHxAPFBA6.25—12.392.88—30.674.92—10.95[78]荆州、岳阳、武汉、鄂州、黄石段 2.2—74.56PFOAPFBS9.9—161.1—40[76]下游太湖10.0—119.8PFOAPFHxA2.2—74＜0.4—22[79]九江至上海段 3.62—31.91PFOA 6.8—8.2[76]黄浦江39.2—576.2PFOAPFOS1.0—403＜286[80]长江上游工业分布较少，人口密度低，氟化产品生产量小，含氟废水排放量少，所以地表水中的PFASs浓度较中、下游浓度偏低. 宋等人在研究沱江流域典型和新兴PFASs时发现，沱江是长江上游主要的支流之一，上游PFASs污染低（12.5—48 ng·L−1），中游位置受氟工业园区影响PFASs污染严重，最高浓度点位于某氟科技有限公司附近，浓度为3.8 mg·L−1，区域内氟化工相关企业对地表水PFASs污染有重要贡献[81]. 重庆地区分布了多个电子、石化等相关涉及PFASs企业. 研究显示，在长江流域重庆地表水中PFASs检出浓度最高点为入境断面[46]，地理位置与上游合江临港工业园重合.长三角地区工业发达，是化工、纺织、印染、造纸的重要产区，拥有常熟氟化工产业园、中化太仓化工工业园等多个氟化工产业园区. 针对氟化工产业园及周边水环境中的PFASs污染，Lu等调查发现常熟氟工业园区周边地表水样品∑PFASs的浓度范围为15.6—480.9 ng·L−1，平均值为（217.1±161） ng·L−1，而园区内地表水中的 ∑PFASs 浓度范围为 281—489 ng·L−1，平均为 （352.5 ± 78.6） ng·L−1，浓度由园区中心向四周呈梯度降低[82]. 而在园区附近的太湖水体中，由北至南的6个区域中，3 期黄柳青等：地表水中全氟及多氟烷基化合物（PFASs）的污染现状研究进展697698环 境 化 学43 卷∑PFASs有明显的从北至南的空间下降趋势（梅梁湾728 ng·L−1、竺山湾621 ng·L−1、贡湖湾491 ng·L−1以及其余28个采样点介于219—411 ng·L−1）[83]. 梅梁湾位于太湖北部，毗邻常州和无锡两个工业发达城市，这两个地区氟化工产业发达，紧靠常熟氟化工业园，生产过程中常常会造成PFASs流出[84]. 同样，位于宜兴和无锡工业城附近的竺山湾和贡湖湾也显示出相当高的∑PFASs浓度.除长江流域外，因上游氟化企业污水排放，山东小清河中也检测出高浓度的PFOA. 在生产聚四氟乙烯（PTFE）的东岳集团以及济南3F公司附近均检测到较高浓度PFOA[85]. 在国外氟化工产业发达地区均有类似现象：美国斯宾塞海军飞行场及其周围工厂排放含有PFOS的废水，这导致了Escambia湾中PFOS重度污染[86]；法国工业地区地表水中的PFHxA、PFHxS和PFOS平均含量明显较高（工业≈城市>农田）[87]. 上述研究均表明：陆源污染输入是造成江河湖泊中PFASs污染高负荷的主要原因.此外，水力运输过程[88 − 89]以及河湖之间水动力差引起相对强烈的沉积作用[90],可能会导致水体中污染水平呈现沿流向逐渐降低的地域差别. Lu等在骆马湖观测到采样点的PFASs浓度沿河流—河口—湖泊方向（300.09 ng·L−1—220.40 ng·L−1—147.80 ng·L−1）连续降低的分布模式[91].2.2 海洋中的 PFASs污染地域分布特征及归趋成因分析目前，本领域学者公认以下四个途径是海洋中PFASs的主要扩散方式：（1）挥发性PFASs（如FTOH等）经由大气中距离传输至高纬度地区，并在过程中转化为羧酸盐[92] ；（2）离子型PFASs随着洋流大范围、远距离输送至高纬度地区[93]；（3）生物体内富集的PFASs通过食物链或者食物网迁移至高纬度地区[94]；（4）海洋气溶胶裹夹着PFASs远距离迁移[94].近海陆源PFASs是海洋的直接污染来源，包括土壤、内陆河流湖泊、地下水、底泥沉积物等. 近海陆源的释放会直接增加沿海水体中PFASs的浓度，排放量越大或距陆源越近，其PFASs浓度一般越高. 在人口稠密和工业化高度集中的东南亚和北海等地区，沿岸水体中的PFAAs浓度范围在0.2—20 ng·L−1[95]. 西欧、北美在大西洋沿海地区工业化发达，工业废水直接向大西洋输入，致使北大西洋PFASs浓度高于南大西洋[96]. 相反的，两极地区人为活动较少，北冰洋海域表层海水中的PFASs以传统长链PFAAs为主，且浓度基本在2×101—1×102 pg·L−1以下，大西洋以南的南大洋海域也只检测到低浓度的PFOA和PFOS[94]. 其中，河流输入是污染物由陆地至沿海的主要迁移方式，汇入河流污染水平的高低也是造成不同沿海地区水体PFASs差异性的原因之一. 泰晤士河和塞纳河中∑PFASs分别为60 ng·L−1和27 ng·L−1，这两条河流都汇入英吉利海峡，而比斯开湾的汇入河流污染水平低（如卢瓦尔河∑PFAS浓度仅为8.1 ng·L−1），这就导致了英吉利海峡PFASs污染（650 pg·L−1）高于比斯开湾（590 pg·L−1）[97]. 一项调查发现，由中国河流入太平洋西北岸的传统PFASs的陆地年排放量约为17.3—203 t[53]，这导致沿海地区的较严重的PFAS污染[98]. 因此，距离陆源的远近会造成近海与远洋海域中PFASs存在明显差距.洋流作用被认为是将离子态PFASs由近海运输至远洋地区及高纬度地区的重要途径[99]，是改变海洋中PFASs分布的重要驱动力. 例如，北冰洋西半球海域中PFOA浓度有向北稀释特征，Busch等解释，这是由于北大西洋洋流将PFASs从欧洲向北运输，并在北冰洋中再分配的结果[100]. 此外，洋流会将陆源排放的PFASs混合，从而导致开阔海域中PFASs比例变化，如含有低浓度PFOA和高浓度PFOS的南大西洋环流与含高浓度PFOA、低浓度PFOS的加那利寒流在赤道附近交汇，促使大西洋赤道附近表层海水中 C PFOA/ C PFOS趋近1[67]. 因此，陆源汇入以及洋流作用的长距离运输，是造成全球海洋水体污染的直接原因.2.3 地表水中的垂直分布特征及归趋成因分析2.3.1 江河湖泊中的PFASs垂直分布特征及归趋成因分析研究显示，内陆江河湖泊受到水深的限制，其温度与盐度分层现象不明显，PFASs与水深没有明显的相关性[101]. PFASs在内陆水体的分布主要与其在水相-固体颗粒的吸附平衡有关. 近来，Chen等[102]将城市水体分为三层（表层—0.1 m）、中间层（1.5—2.5 m）和底层（3—5 m），分别检测了水相和吸附在悬浮颗粒表面的PFASs的浓度，发现水中的总/单个PFAS浓度没有显著差异，表层水体中PFASs （4.1 ng ·L−1）只略低于底层（5.3 ng·L−1），Chen等认为底层水含高浓度固体颗粒，更倾向于聚集形成更大的粒子，携带更大量的PFASs，导致底层水中PFASs的浓度高于表层水. Shao等进一步探究发现，疏水性更强的长链PFCAs 与PFSAs 这一现象更加明显[103]. 上述结果表明，江河湖泊中的PFAS 浓度在垂直方向上基本保持浓度稳定，但由于受到PFASs 在水相和固相中分配平衡的影响，底层水体中的PFASs 浓度略高于表层，特别是对于疏水性较强的长链PFASs.径流被认为是含离子态PFASs 在地表水和地下运输的主要机制[104 − 106]，地表径流通常含有高浓度的悬浮颗粒，并且携带了较高浓度的PFASs [107]，当进入溪流和河流，由于湍流的快速扰动，这些颗粒可以与重新悬浮的沉积物颗粒混合[108]，将PFASs 重新释放入水体，造成水体或沉积物的二次污染. 这被认为是内陆湖泊中PFASs 竖直分布的主要成因，也将是本段内容的讨论重点.颗粒物/沉积物上富集的PFASs 与所在水体中的PFASs 类型基本一致，主要为PFCAs 与PFSAs ，Zhao 等研究了海河表面沉积物中6种全氟烷基物质（PFAS ）的含量，结果表明，沉积物中PFASs 的总浓度在0.52—16.33 ng·g −1（dw ）之间[109]. 但与水体中PFASs 的组成比例截然不同，颗粒物与沉积物上PFASs 的检出频率和浓度随着碳链的增长而提高[103]. Wang 等在沉积物中测得PFAS 的总浓度范围为0.24—1.9 ng·g −1（dw ），其中长链PFASs （C9—C14 PFCAs ）在沉积物中的比例远高于在水中的比例 [110].同时，作为底栖生物的主要活跃区，沉积物中PFASs 的并不是单纯由水相转移而来，生物转化和富集也影响着沉积物中PFASs 的浓度水平[111]. 沉积物中PFASs 总浓度的季节敏感性低于水体样品，Chen 等分别采集了7月和12月的16个表层沉积物样品，在两个不同月份样品中的PFAS 水平在一年内相当稳定[112].K oc 现有研究普遍认为PFASs 主要通过分配作用在悬浮颗粒物/沉积物上富集，经过一定时间达到分配平衡，该过程可以用线性吸附等温式描述[113]，吸附能力由式（2）得出：C sed C w K oc K d f oc 式中，是PFASs 在悬浮颗粒物/沉积物的浓度（pmol·kg −1）； 是PFASs 在水相中的浓度（pmol·kg −1）；沉积物-水中分配系数（L·kg −1）；分配系数（L·kg −1）； 表示沉积物中的有机碳含量.PFASs 在水-悬浮颗粒物/沉积物中分配的影响因素复杂，主要总结如下：（1）PFASs 结构特征K d K d PFASs 碳链长度、官能团类型和数量等对PFASs 界面分配行为都具有一定的影响. 碳链长度是影响PFAS 界面分配的重要影响因素. Higgins 等发现，PFCAs 及其盐类每增加1个—CF 2—基团，分配系数（lg ）提高0.50—0.60个单位，而磺酸盐的lg K d 会增大0.73[113]，碳氟链越长在水相中的分配就越少.Lee 等报道了韩国牙山湖中13种全氟化合物在水、底泥和鱼类之间的分配行为，这些PFASs 的分配系数lg 在0.39—1.99之间，与全氟烷基链长度呈正相关性，也与生物累积系数变化趋势一致[114]. 所以，一般来说，悬浮颗粒物/沉积物中常见的PFASs 均为长链，短链的PFASs 分配系数较低，在沉积物中分配较少.此外，PFASs 是一种离子型表面活性剂，结构中含有如羧基、磺酸基等较强极性的亲水基，官能团的种类与数量往往会影响这类有机污染物的溶解度与表面范德华力. 全氟磺酰胺、全氟磺酸盐在沉积物中的吸附能力仍然呈现链长依赖性，但相较相同碳链的全氟羧酸，二者在水中的溶解度更低、K d 值更高，也更易吸附到悬浮颗粒物/沉积物上[115]. Labadie 和Chevreuil 拟合ƒoc 与悬浮颗粒物/沉积物中PFCAs 的关系，长链与短链所得模型拟合斜率有所不同，表明长链与短链PFCAs 的吸附并不是同一种作用力所致，短链PFCAs 在沉积物吸附方面不遵循典型的链长依赖性[116]，推测悬浮颗粒物/沉积物中的短链羧酸盐的吸附主要是羧酸基团和带电粒子在沉积物颗粒上的静电相互作用，而不是疏水作用[117].（2）悬浮颗粒物/沉积物组成成分悬浮颗粒物/沉积物各组成成分同样也会影响PFASs 在水-悬浮颗粒物/沉积物上的分配. 不同组分有机物中，芳香性以及分子极性的巨大差异，导致了悬浮颗粒物/沉积物有机质的高度非均质性，对疏水性有机物表现出不同的吸附特征[118]. 其中，Huang 认为可将有机物的吸附分成无机矿物表面、无定形的土壤有机质（软碳）和凝聚态的土壤有机质（硬碳）吸附等3类，前两者以吸附速度较快的分配为主，后者为速度相对较慢的非线性吸附[119].悬浮颗粒物/沉积物表面吸附的有机物疏水部分，会促进PFASs 的吸附. Zhang 等通过研究胡敏酸3 期黄柳青等：地表水中全氟及多氟烷基化合物（PFASs ）的污染现状研究进展699700环 境 化 学43 卷等有机质组分对PFOS在悬浮颗粒物/沉积物中吸附量的影响，揭示了PFASs在悬浮颗粒物/沉积物上的主要机制是疏水作用与界面转移过程[120]. Pan等也观察到全氟辛烷磺酸的K d与ƒoc呈正相关（R2=0.961）[121].无机矿物是影响悬浮颗粒物/沉积物中PFASs吸附的另一关键组分. 由于较低的p K a值，PFASs在自然水体的pH值（中性附近）下以阴离子的形式存在，容易吸附在带正电的矿物表面[122]. 其次，离子交换、表面络合和氢键作用可能对PFASs吸附到矿物表面产生重要影响. Gao和Chorover利用红外光谱研究了纳米颗粒赤铁矿（α-Fe）对PFOS的吸附作用机制，发现全氟辛烷磺酸可以通过氢键与赤铁矿相互作用[123 − 124]. 矿物吸附实验的证明：PFOS的单位面积吸附量按照高铁砂 > 高岭石 > 针铁矿的顺序降低[125]. 可见，水体中矿物质的表面电荷或官能团将提供表面吸附位点，而粘土矿物内部孔隙又能额外提供一部分吸附量[126]，进而影响PFASs在水-悬浮颗粒物/沉积物分布.（3）水体理化性质pH值 pH可以改变吸附剂的表面电荷，从而影响PFASs的吸附分配. 当pH值低于7.5时，随着pH值升高，分配系数往往降低. 研究表明，水体中的盐浓度会影响PFOS在沉积物中的分配. 自然水体中，PFOA一般以阴离子形态出现. You 等发现，当溶液 pH=8 时，沉积物中 PFOS 的吸附量为120 μg·g−1，约为 pH=7 时的4倍[127]. 在自然水体pH下，PFASs的存在形式稳定，但随着水体酸碱度的变化，沉积物的表面电性改变，从而影响沉积物与 PFASs（阴离子形态）之间的静电作用，对显著影响PFASs在沉积物上的富集吸附.盐度 众多研究表明，盐度的增加会产生“盐析”效应，即通过水体中存在的二价阳离子（Mg2+、Ca2+）架桥，增强阴离子PFAS与正电荷表面（铁氧化物、天然有机物等）之间的吸引作用[128]. 但Higgins等提出，二价阳离子的浓度同时还有可能使得pH值变化，导致某些官能团改变质子化状态，这种趋势随着pH的上升而增强[113]. 而在最近的一项研究中，吸附剂的静电库仑电位随pH和阳离子浓度变化. 由于压缩双电层效应，随着离子强度的增加，PFOS和PFOA在氧化铝表面的吸附减少[129]. 因此，对于大范围复杂的环境，PFASs在环境介质中的分配行为同时受到pH值和盐度浓度的影响[130]，因此要兼顾二者考虑其影响结果.温度 吸附过程是自发吸热的，并受熵驱动，所以在一定温度范围内，温度的升高也会促进PFOS在颗粒物腐殖酸上的分配[131].2.3.2 海洋中的PFASs垂直分布特征及成因分析PFASs在海水中的垂直分布呈现表层特点. Zhou等研究发现，随着采样深度增加，中国渤海、黄海近海海域水样中PFASs总浓度呈现下降趋势，表层5—10 m海水与60—70 m处相差近40%[132]. 对比近海地区，开阔海域PFASs的垂直分层同时存在“表层富集”和“深度贫化”[58]. Yamashita等收集了日本海多个深度的水柱样本，发现从表层到底层水的PFOS浓度逐渐下降，表层水中PFOS的浓度为约15 pg·L−1，深度1000 m左右降至 约2 pg·L−1，而在1500 m以下的深度低于检出限[99].最近的研究发现，PFASs可通过海洋表面有机颗粒的垂直沉淀作用[133]或涡流扩散[134]的方式，沿纵向由表层向深海传输，从而形成污染水平沿着深度逐渐下降的趋势.海洋表层有机颗粒的垂直沉降过程对PFASs的向下运输作用与PFASs的结构有关[135]，长链PFCAs与PFSAs（PFOS 18%）通过表层有机颗粒的垂直沉降过程向下运输量较少；短链PFASs（C5—C7 PFCAs 7%）在溶液中以稳定的离子形式存在，难以吸附在颗粒上沉降，表层有机质的垂直运输贡献更小；但这一过程却是一些前体（如EtFOSAA 86%）物质向深海运输的主要方式[136] .与表层有机颗粒的垂直沉降过程相比，“涡流扩散”是大多数PFASs向海洋深处扩散的关键途径.过去40年间，从海洋表层向深海累计扩散的600余吨PFASs，集中在100 m以上水层中，而在100 m 以下PFASs浓度快速下降，这一现象与垂直涡流扩散率的变化规律相符[137]：部分学者认为，深海水温分层会影响污染物的垂直涡流扩散：强太阳辐射加热了表层水体，降低了水体密度，阻碍了表层水与深层水之间的混合作用，从而导致污染物在表层水体富集[138]. 在北大西洋，与中间层（365—510 m）和永久温跃层周围的水层（985—1335 m）相比，正是较温暖的表层水中PFOS浓度更高[14]. 除了温度，盐度也是一大重要影响因素. Yeung等在对北冰洋的研究发现，冻结海水之下的盐跃层盐度更高、更温暖，。
多环芳烃的测定----液相色谱法1范围本法规定了用液相色谱分析法测定水中的萘（NPH）、荧蒽（FLU）、苯并（b）荧蒽（BbF）、苯并（k）荧蒽（BkF）、苯并（a）芘（BaP）、苯并（ghi）謋（BPer）和茚并（1，2，3，-cd）芘(IP)。
本法适用于供水和原水中多环芳烃（PAH S）的测定。
取水样500ml，将固相萃取洗脱浓缩到0.5ml，进样10μL，最低检测质量浓度（单位ng/L）为：NPH：35.5，FLU：1.2，BbF：1.7，BkF：0.05，BaP：1.0， Bper：1.3，IP：5.5。
2 原理硅胶基底的共价特性可使许多化学官能团（C8或C18）对其表面进行化学修饰，使水中半挥发、不挥发性有机污染物得以保留。
本法采用以粗颗粒（40μm左右）硅胶为基底的C18键合相作为固相吸附载体，对水中的PAH S进行吸附保留；用二氯甲烷等低极性有机溶剂洗脱PAH S后，用带紫外检测器的高效液相色谱仪进行定性和定量。
3 试剂3.1 流动相：甲醇和水3.1.1 甲醇：色谱纯，用前通过滤膜过滤和脱气。
3.1.2 水：用0.2μm滤膜过滤。
3.2 配制标准样品和水样预处理的试剂3.2.1 二氯甲烷：色谱纯。
3.2.2 四氢呋喃：色谱纯。
3.2.3 异丙醇：色谱纯。
3.2.4 硫代硫酸钠。
3.3 标准溶液：标准储备液。
4 仪器4.1 玻璃器皿所用玻璃器皿均需经铬酸洗液浸泡，洗净后自然晾干。
4.1.1 采样瓶：带磨口玻璃塞的棕色玻璃细口瓶。
4.1.2 尖底浓缩管：最小分度为0.1ml，容积必须进行标定，带磨口玻璃塞。
4.1.3 25μL微量注射器（液相色谱仪手下工进样器）。
4.1.4 量筒：50mL、100mL、和1000mL。
4.2 样品前处理装置4.2.1 固相萃取抽滤装置（负压）或恒流蠕动泵（正压）。
4.2.2 真空泵（30 L/min）。
4.2.3 SPE固相萃取柱：填料为40μm的C18键合相（500mg）吸附剂。
18种多环芳烃的测定引言：多环芳烃（PAHs）是一类由两个以上的苯环组成的有机化合物，广泛存在于自然界中。
由于其毒性和致癌性，对多环芳烃的测定一直是环境科学和食品安全领域的研究热点之一。
本文将介绍18种常见的多环芳烃的测定方法。
一、目的：本文旨在提供18种多环芳烃的测定方法，为环境科学和食品安全领域的研究者提供参考。
二、方法：1. 高效液相色谱法（HPLC）：利用不同的色谱柱和流动相，对多环芳烃进行分离和定量测定。
2. 气相色谱法（GC）：利用气相色谱仪，将多环芳烃分离并通过检测器进行定量分析。
3. 质谱法（MS）：结合质谱仪，对多环芳烃的质谱图谱进行分析和定量。
4. 荧光光谱法：通过荧光光谱仪对多环芳烃的荧光特性进行测定。
5. 紫外可见光谱法：通过紫外可见光谱仪对多环芳烃的吸收特性进行测定。
6. 电化学法：利用电化学方法对多环芳烃进行测定，如循环伏安法和差分脉冲伏安法等。
7. 荧光光谱法：利用荧光光谱仪对多环芳烃的荧光特性进行测定。
8. 红外光谱法：通过红外光谱仪对多环芳烃的红外吸收特性进行测定。
9. 核磁共振法（NMR）：利用核磁共振仪对多环芳烃的核磁共振谱进行测定。
10. 燃烧离子色谱法（PICO）：通过燃烧离子色谱仪对多环芳烃进行分离和测定。
三、结果：1. 苯并[a]芘：可采用HPLC或GC方法进行测定，常用的检测波长为254 nm。
2. 苯并[c]芘：可采用MS或GC方法进行测定，常用的检测波长为350 nm。
3. 苯并[b]芘：可采用HPLC或GC方法进行测定，常用的检测波长为280 nm。
4. 苯并[a]蒽：可采用GC或NMR方法进行测定，常用的检测波长为354 nm。
5. 苯并[b]蒽：可采用HPLC或GC方法进行测定，常用的检测波长为312 nm。
6. 苯并[c,d]蒽：可采用MS或GC方法进行测定，常用的检测波长为380 nm。
7. 苯并[a,h]蒽：可采用HPLC或GC方法进行测定，常用的检测波长为340 nm。
高效液相色谱法对水中16种多环芳烃分析的研究罗显平【摘要】用高效液相色谱法从检测嚣、波长、多组分分离条件等选择优化,选出最佳条件.建立高效液相色谱法对16种多环芳烃的分析方法.结果显示方法的检出限为0.011 μg/mL,高、中、低不同浓度的精密度在0.12％～9.09％之间,高、中、低不同浓度的准确度在84.34％～110.63％之间,曲线相关系数在0.99934以上.结论:此方法简单、准确、是测定水中16种多环芳烃的方法.【期刊名称】《四川环境》【年(卷),期】2015(034)002【总页数】6页(P46-51)【关键词】温度;多环芳烃;高效液相色谱【作者】罗显平【作者单位】攀钢集团钒钛资源股份有限公司劳动卫生防护研究所,四川攀枝花617067【正文语种】中文【中图分类】X832· 环境监测·多环芳烃是分子中含有两个以上苯环的碳氢化合物，包括萘、蒽、菲、芘等150余种化合物。
有些多环芳烃还含有氮、硫和环戊烷，常见的具有致癌作用的多环芳烃多为四到六环的稠环化合物。
共有超过100种、具有10000个不同的多环芳烃化合物。
16种常见的多环芳香烃为：萘Naphthalene、苊烯Acenaphthylene、苊Acenaphthene、芴Fluorene、菲Phenanthrene、蒽Anthracene、荧蒽Fluoranthene、芘 Pyrene、苯并(a)蒽Benzo(a)anthracene、屈Chrysene、苯并(b)荧蒽Benzo(b)fluoranthene、苯并(k)荧蒽Benzo(k)fluoranthene、苯并(a)芘Benzo(a)pyrene、二苯并(a,h)蒽Dibenzo(a,h)anthracene、苯并(ghi)苝Benzo(g,hi)perylene、茚苯(1,2,3-cd)芘Indeno(1,2,3-cd)pyrene。
目前国内大都采用气-质联用仪或高效液相色谱仪技术对其进行分析检测[1～6]。
多环芳烃的处理方法探究多环芳烃（PAHs）是一类含有两个以上芳环结构的有机化合物，其在自然界中广泛存在。
然而，由于其在生活污水、工业废水、大气排放以及固体废弃物中的不当释放和积累，多环芳烃污染已成为全球环境面临的严峻问题。
因此，为了保护环境和人类健康，有必要深入探究多环芳烃的处理方法。
一、物理方法1.吸附技术：包括活性炭吸附、有机膜吸附、吸附树脂等。
这些材料能有效地吸附多环芳烃分子，并将其从水或空气中去除。
吸附后的材料可以通过热解、溶解或其他方式进行再生和处理。
2.分离技术：采用分离技术可以将多环芳烃与其他物质分离，比如采用蒸馏、萃取、摄谱等方法。
二、化学方法1.氧化降解：通过氧化剂如臭氧、高价铁离子等，氧化降解多环芳烃。
这种方法可以在水和土壤中有效地降解多环芳烃，并转化为无毒的产物。
2.光催化降解：通过紫外光和半导体催化剂，促进多环芳烃的光催化降解。
这种方法可以在自然光的照射下进行，无需额外投入能量，具有较好的应用前景。
3.高温热解：通过高温（600-900℃）和缺氧气氛，将多环芳烃分解为较简单的无机化合物。
这是一种有效的处理方法，可以在焚烧设施中进行。
4.生物降解：利用微生物的代谢活性降解多环芳烃。
这种方法可以通过采用不同的细菌、真菌或微生物群来实现。
三、生物修复方法1.鉴定和筛选高效降解菌株：通过从污染土壤或水体中分离出具有高降解能力的微生物菌株，进一步进行鉴定和筛选，得到高效降解菌株。
2.引进外源微生物：根据降解菌株的鉴定结果，在污染区域引入具有高降解能力的外源微生物。
通过优化环境条件和微生物数量，促进降解菌株的生长和微生物降解活性，从而实现多环芳烃的生物修复。
综上所述，处理多环芳烃污染的方法很多，包括物理方法、化学方法和生物修复方法。
在实际应用中，需要根据具体污染情况和环境要求来选择适合的处理方法。
同时，还需要加强多环芳烃的监测和风险评估工作，以制定合理的处理方案并避免二次污染的发生。
水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法编 制 说 明（征求意见稿）沈阳市环境监测中心站2008年3月水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法编 制 说 明一、任务来源2007年2月国家质检总局公布了《关于下达2007年第一批国家标准制修订项目经费的通知》（国质检财函[2007]971 号），向沈阳市环境监测中心下达了编制《水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法》的项目计划。
根据环境保护部科技标准司的意见，由沈阳市环境监测中心承担《水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法》的编制工作。
二、编制目的和意义多环芳烃（简称PAHs或PNA）是一类非常重要的化学三致物（致癌、致畸、致突变），因其具有生物难降解性和累积性，所以广泛存在于水体、大气、土壤、生物体等环境中。
多环芳烃引起的环境污染越来越引起人们的重视，它已成为世界许多国家的优先监测物。
1976年EPA列出了16项PAHs为优先控制污染物。
1990年我国提出的68种水体优先控制污染物中有7种属于PAHs。
PAHs主要是在煤、石油等矿物性燃料不完全燃烧时产生的，主要的污染源是焦化、石油炼制、冶炼、塑胶、制革、造纸等工业排放的三废物质以及船舶油污、机动车尾气、香烟烟雾等等。
自1775年Pott医生发现扫烟囱工人患阴囊癌至今，许多人研究了PAHs的致癌性，其中已有不少被确定或被怀疑具有致癌、致畸或致突变作用。
尤其是苯并[a]芘和荧蒽是强致癌物质，严重影响人体健康，所以日益受到人们的关注。
人们对空气中多环芳烃的污染研究较多，实际上多环芳烃是水中普遍存在的污染物质，多环芳烃在不同水体中的分布取决于它们的污染源。
我国原有的标准方法GB 13198-91规定了测定水体中六种特定多环芳烃的高效液相色谱法，但已不能满足当前环境监测和管理的需要。
因此，修订GB 13198-91标准，将会进一步完善我国的有机污染物分析方法体系，努力使环境保护标准与环保目标相衔接。
修订该标准由环境保护部科技标准司提出，由沈阳市环境监测中心站起草。
水中多环芳烃限值
【最新版】
目录
1.水中多环芳烃的定义和来源
2.多环芳烃的危害
3.水中多环芳烃的限值
4.检测水中多环芳烃的方法
5.结论
正文
水中多环芳烃限值
多环芳烃是一类有机化合物，其分子中含有两个或多个芳香环。
多环芳烃主要来源于有机物的不完全燃烧，如木材、油、动物油脂等。
由于其难溶于水、不易蒸发、不易降解的特性，多环芳烃会在环境中长时间存在，并通过食物链在生物体内积累。
多环芳烃对人体健康具有严重危害，包括致癌性、基因毒性等。
在环境中，多环芳烃可以通过大气、土壤和地面水进入食品，影响人体健康。
因此，对于水中多环芳烃的限值，已经成为了各国环保部门关注的焦点。
水中多环芳烃的限值，通常是根据水体的类型、用途和保护目标来确定的。
例如，对于饮用水，多环芳烃的限值通常较为严格，因为饮用水直接涉及人体健康。
而对于工业废水，多环芳烃的限值可能会相对宽松，因为其对环境的影响已经较大。
检测水中多环芳烃的方法，通常采用固相萃取 - 高效液相色谱法（SPE-HPLC）。
这种方法具有较高的回收率和重复性，适用于环境水样中多环芳烃的测定。
在环保意识日益增强的今天，对于水中多环芳烃的限值，我们需要采
取更为严格的标准，以保护人类健康和环境。
Heteropore covalent organic framework for solid phase extraction of 16PAHs from waterLU Qiuyu 1,2,LI Mingtang 1,HE Peiqiao 2,ZHANG Danyang 2,JIANG Hongxin 2*,LIU Xiaowei 2*（1.School of Resources and Environment,Jilin Agricultural University,Changchun 130012,China;2.Key Laboratory of Environmental Factor Control for Agro-product Safety,Ministry of Agriculture and Rural Affairs /Agro-Environmental Protection Institute,Ministry of Agriculture and Rural Affairs,Tianjin 300191,China ）Abstract ：To provide a simple and efficient method to adsorb trace polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs ）from complex,real samples,heteropore covalent organic frameworks （HCOFs ）crystalline porous material with two different kinds of pores was prepared through a solvothermal method.The HCOFs structure and morphologies were characterized by scanning electron microscopy,powder X-ray diffraction analysis,Fourier transform-infrared spectroscopy,and Brunauer-Emmett-Teller analysis.The ability of the HCOFs as a solidadsorbent for 16PAHs from real water samples was investigated.Based on gas chromatography-mass spectrometry analysis,the contents of 16PAHs were detected after treatment with HCOFs.The experimental results indicated that the prepared HCOFs displayed intriguing properties such as high crystallinity,large surface area,and high porosity,bearing both micro-pores （hexagonal ）and mesopores （trigonal ）.This HCOFs can be used as an adsorbent for the rapid adsorption of 16PAHs in environmental water samples.The absorption equilibrium was achieved after only 15min oscillation,while that of the enrichment factor can be up to 40times more.The method presented suitablelinearity in the range of 0.25~50μg·L -1for the 16PAHs with a satisfactory regression coefficient （R 2>0.99）.The detection limits for the method based on a signal-to-noise ratio of 3were in the range of 0.04~0.08μg·L -1.For the actual water samples,the recoveries of 16PAHs ranged from 82.3%to 110.1%.These results demonstrated this method has advantages such as its simplicity,speed,cost-双孔COF 材料用于固相萃取水体中16种多环芳烃鲁秋玉1，2，李明堂1，何沛桥2，张丹阳2，姜红新2*，刘潇威2*（1.吉林农业大学资源与环境学院，长春130012；2.农业农村部农产品质量安全环境因子控制重点实验室/农业农村部环境保护科研监测所，天津300191）收稿日期：2021-01-12录用日期：2021-03-19作者简介：鲁秋玉（1996—），女，吉林长春人，硕士研究生，从事纳米材料的开发及其在污染物吸附富集方面的应用研究。
