2020, Vol. 12 
2. 国家环境保护农药环境评价与污染控制重点实验室，江苏 南京 210042
2. Key Laboratory of Pesticide Environmental Assessment and Pollution Control, Ministry of Environment and Ecology, Nanjing, Jiangsu 210042, China
工业使用全氟化合物(Perfluoroalkyl Substances，PFASs)已经超过60年，广泛应用于泡沫灭火剂、高分子材料、表面活性剂、厨具材料不粘涂层、金属电镀、纺织品涂层、造纸、农药等多种行业[1]。在化学品生产、工业应用、生活使用和废弃物处置过程中，PFASs主要通过废水排放进入环境并且在全球传输，在北美、欧洲、亚洲、非洲等地的河流、湖泊、土壤、海洋、极地、人体和野生动植物中都检测到全氟化合物的存在[2-4]。这类污染物水溶性强，化学性质稳定，难以自然降解，具有多种急性和慢性毒性效应[5-6]。
随着人们对PFASs环境危害性的认识逐渐加深，这类物质的环境管理愈加严格。全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟辛酸(PFOA)被列入关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约，在全球范围内限制其生产和使用。PFASs的生产逐渐从发达国家转移到发展中国家，中国目前已经成为PFASs最大生产国，占全球总产量的50%以上。目前研究较多的PFASs主要包含直链全氟烷基羧酸和直链全氟烷基磺酸，见表 1。
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表 1 关注较多的全氟化合物(直链全氟烷基羧酸和直链全氟烷基磺酸) |
我国与PFASs相关的氟化学工业主要分布在湖北武汉、江苏常熟、辽宁阜新、山东淄博等地，其中2个规模庞大的氟化工园毗邻长江干流。根据《长江经济带生态环境保护规划》，长江流域是我国最重要的饮用水源，拥有城市集中式饮用水源地近300个，每年为沿江4亿人口的生活和生产提供2 000亿m3水量，并且还通过南水北调工程向华北、苏北、山东等地区提供饮用水资源。同时，长江也是我国珍贵的生态栖息地，拥有多种珍稀动物和丰富的淡水鱼类资源，而长江经济带化工企业密布、人口密集，导致污染排放强度高、总量大。自2002年起我国学者开始研究PFASs环境污染，长江流域一直是关注热点。
1 长江流域PFASs空间分布 1.1 长江上游长江上游地区化工行业分布较少且人口密度较小，工业和生活排放强度低，因此水环境中PFASs总体负荷不高，相对高浓度集中在重庆段，见表 2。
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表 2 长江流域PFASs污染状况 |
重庆是我国西南地区的经济和工业中心，其主要工业产业包括钢铁、机械、汽车、纺织、食品加工等。长江重庆段2005年ρ(PFASs)为52.27~69.13 ng/L，2018年为1.54~61.93 ng/L，PFOA占比达90%以上[8-9]。干流上ρ(PFASs)呈现沿水流方向降低的趋势，最高值位于重庆入境断面。其上游的工业园以化工业和机械制造业为主，通过组分比例关系特征推断PFASs主要来自沿岸工业废水排放和前驱体降解。由于干流沿岸工业排放、径流输入和雨水冲刷等原因，重庆段的干流ρ(PFASs)低于2条支流。
长江宜昌段2005年ρ(PFASs)为4.78~6.14 n/L，2013年为15 ng/L，环境赋存水平较低，PFOA贡献率达80%以上[8, 10]，统计分析[10]表明，PFOA和PFBS等几种单体浓度与水体总氮含量相关，该水域PFASs可能与含氮污水排放有关联。
在支流方面，长江上游的岷江流域2016年ρ(PFASs)为1.54~30.2 ng/L，平均值为11.2 ng/L，PFBA比例占>50%，其次是PFOA；高ρ(PFASs)主要位于乐山和宜宾城市下游，沿江的纺织、电子和食品加工工业是其可能排放源；岷江都江堰段流经龙池国家森林公园，人类活动带来的影响极小，因此ρ(PFASs)极低[7]。
1.2 长江中游长江流域中游PFASs总体赋存水平较低，但在空间格局上呈现巨大差异，氟化工影响区域具有极高环境浓度(表 2)。长江中游干流2013年水体ρ(PFASs)为2.2~77.44 ng/L，占比最高的单体是PFOA和PFBS[10-11]。2014年汉江ρ(PFASs)仅有0.16~23.04 ng/L，污染负荷从汉江上游至入长江口呈现升高的趋势，且旱季和雨季最高值均出现在汉江注入长江的汇入口武汉，推测是接收污水处理厂出水造成；洞庭湖、洪湖、鄱阳湖中ρ(PFASs)分别为18.07~29.95 ng/L，25.46~63.40 ng/L，17.00~67.66 ng/L，总体污染水平呈现出：洪湖>鄱阳湖>洞庭湖[11]，空间变化趋势受到沿岸城市生活及工业污水排放的影响，同时也受到水域稀释扩散程度影响。
自1960年起湖北省就已成为中国氟化工主要基地之一，1990年起有机氟化工因为巨大的市场需求而迅速发展，武汉拥有长江中游最大的氟化工园区，所以武汉水环境中也相应发现ρ(PFASs)极高，如2011年武汉汤逊湖上游ρ(PFASs)为70 400 ng/L，汤逊湖内为4 570~11 890 ng/L[19]，2016年汤逊湖内10 900 ng/L[20]。武汉市10个污水处理厂进水和出水中其最高值分别达到9 970和12 700 ng/L，高负荷主要出现在化工企业密集的武昌区，其他污水处理厂的进出水值能达到25~200 ng/L[20]。工业布局与污水排放直接影响城市PFASs污染空间分布。
1.3 长江下游长江下游地区化工、纺织和造纸等工业发达，具有许多PFASs潜在排放源，该地区受到的研究关注最多(表 2)。在沿江工业和人口分布格局的影响下，长江下游PFASs污染集中在常熟和上海。2015年长江下游干流水体中PFASs平均值为191 ng/L，高于同时期太湖(189 ng/L)、黄浦江(122 ng/L)、钱塘江(120 ng/L)；其中最高值为902 ng/L，发现于南通段，临近印刷、印染、聚合物、金属加工工业[13]。
上海是长江下游PFASs污染程度相对较重的地区。2005年监测数据显示，长江上海段ρ(PFASs)为28.9~289 ng/L，其中PFOA是最主要单体，且最高值达到260 ng/L[8]。2015年上海市内河流中ρ(PFASs)为113.38~362.37 ng/L，其最高单体依次是PFOA平均值(56.27 ng/L)、PFBS平均值(38.61 ng/L)和PFPeA平均值(26.10 ng/L)，高污染来源推测为上游太湖流域和附近污水处理厂[15]。2012—2014年黄浦江中ρ(PFASs)为39.8 ~ 596.2 ng/L，平均值为226.3 ng/L，相对高污染物区域位于工业化和城市化水平更高的下游水域，季节性监测表明雨季比旱季的水体污染程度高，除了工业和生活排放外，地表径流也是河流PFASs污染的排放来源[14]。
太湖中ρ(PFASs)为10.0~119.8 ng/L，平均值56.9 ng/L，高浓度主要集中在太湖北部临近无锡和常州的区域[12]，其中梅梁湾相对较高，为50.06~87.53 ng/L，平均值66.57 ng/L，主要的单体是PFHxA和PFOA，占ρ(PFASs)总的51%[18]。根据ρ(PFOS)/ρ(PFOA)、ρ(PFOA)/ ρ(PFNA)、ρ(PFHpA)/ρ(PFOA)单体浓度比例推断，氟化工和污水处理厂点源排放是PFOA和PFHpA主要来源，挥发性前驱体的长距离传输和降解是长链全氟羧酸类物质(>C8)主要来源。
江苏高科技氟化工园是亚洲最大规模的氟化工基地之一，拥有20余家国际大型氟化工企业，主要产品聚四氟乙烯(PTFE)和聚偏二氟乙烯(PVDF)是环境中PFOA和PFNA的主要排放源。2012年监测数据[17]显示，水体从该氟化工园污水处理厂到排放口、再到下游，其中ρ(PFASs)依次从12 400降至4 040和1 730 ng/L。2015年监测数据[18]显示，氟化工园区内水体ρ(PFASs)为281~489 ng/L，园区外未受污水排放影响的河流ρ(PFASs)为15.6~144.9 ng/L，进入长江后其值进一步稀释至19.5~59.5 ng/L；而园区污水处理厂内ρ(PFASs)最高达12 400 ng/L，其中ρ(PFHxA)高达10 300 ng/L，表明PFHxA可能作为PFOA的替代品在该园区中被大量生产和使用。
1.4 与我国主要河流比较长江内PFASs总体污染水平与国内外其他河流相比处于中等水平。2006—2016年研究数据[21]统计表明，长江、黄河、珠江、海河、淮河、松辽流域ρ(PFASs)中位数(50%分位数)分别为14，9.9，7.1，18，17和92 ng/L，95%分位数高值分别为247，181，35，79，35和275 ng/L。长江径流量大，具有更强的稀释效应，ρ(PFASs)中位数虽然低于海河、淮河和松辽流域，处于中等水平；但是长江覆盖城市多，沿江工业和生活污水处理厂排放易造成局部地区高浓度，95%分位数明显高于黄河、珠江、海河和淮河。
2 长江流域PFASs相间分布 2.1 水与沉积物相间分布有机污染物的水-沉积物分配特性是影响其环境行为和归趋的关键因素之一。PFASs在水和沉积物之间的分配受到其自身物理化学性质的影响，同时也受到环境因素的影响。由于PFASs的水溶性很强，与多溴联苯醚、多环芳烃等亲脂性有机污染物相比，更倾向于分配在水相中而非固相中。与此同时，PFASs各单体之间分子质量差异大，水溶性和吸附性也相应地呈现明显差异，长链物质的水溶性更低、吸附性更强，因此沉积物更易成为长链物质的归趋[12]。尽管水体中PFBS、PFHxS、PFPeA、PFHxA等短链物质的检出率通常很高，但在沉积物中的浓度水平和检出率明显低于水体。
长江沉积物中w(PFASs)极低，仅为0.05~1.44 ng/g，PFOA和PFOS是主要单体，分别占总PFASs的30.45%~91.24%和0~65.07%[10]。长江下游沉积物中PFASs检出率由高至低分别为：PFOA(100%)、PFDA(38.3%)、PFOS(12.8%)、PFDoDA(10.6%)，并且w(PFOA)仅有0.01~1.35 ng/g，其他单体的值总体上 <1 ng/g[13]。太湖沉积物中w(PFASs)为1.11~8.21 ng/g，PFOS(9.98%~84.7%)和PFUnDA(2.19%~49.7%)等长链物质占比更高，各单体的分配系数(logKD)和有机碳分配系数(logKoc)分别为0.65~2.49和2.53~4.48[12]。
2.2 水与悬浮颗粒物相间分布水体中的PFASs可以进一步分为溶解相和悬浮颗粒相。在长江下游高值区域，悬浮颗粒相中ρ(PFASs)为0.35~343 ng/L，比溶解相中73.8~12 400 ng/L低1~2个数量级，高达(96.5±2.9)%的PFASs分布于溶解态中，远高于悬浮颗粒相。两相中的单体组成有所区别，悬浮颗粒相中检出率最高的单体主要是PFOA(100%)、PFOS(71%)、PFPeA(62%)和PFHpA(62%)，其值分别为15.9，0.66，5.47和1.25 ng/L；溶解相中检出率最高的单体主要是PFHxA(100%)、PFOA(100%)、PFPeA(100%)、PFHpA(100%)，其值分别为827，294，29.2和25.7 ng/L[17]。在其他的研究中[22-23]，日本东京湾和德国易北河及北海水体中也呈现出相同的相间分布趋势，有96.5%和93%的PFASs分布于溶解态中。该分布特征表明，PFASs相比于其他亲脂性、易吸附的有机污染物更加容易随水相在环境中迁移。
3 典型单体污染变化趋势 3.1 PFOA目前，PFOA是长江流域水体中浓度水平最高、所占比例最大的PFASs单体。早在2005年，重庆、宜昌、南京和上海的水体中ρ(PFOA)分别达到了23~35，4.1~5.3，2.0~2.6和22~260 ng/L，比同一区域的其他PFASs单体高1~2个数量级[8]。2013年长江干流宜昌至上海段ρ(PFOA)为6.8~15.6 ng/L，其值显著高于其他单体[10]。上海是长江流域内PFOA污染负荷较重的水域，长江干流和黄浦江等支流中的其最高值分别为260 ng/L(2005年)，74 ng/L(2010年)，403 ng/L(2012—2014年)和105 ng/L(2015年)，高于其上游1~2个数量级[8, 14-15]。长江流域中PFOS和PFOA检测到的最高值见表 3。
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表 3 长江流域中PFOS和PFOA检测到的最高值 |
PFOA的环境管控约开始于2013年，欧盟将PFOA和全氟辛酸铵确定为高度关注物质并纳入候选清单管理，2014年挪威禁止在消费品中使用PFOA，2015年加拿大发布条例拟禁止PFOA及其盐类和前驱体(以及含有此类物质的产品)，2019年斯德哥尔摩公约将PFOA及其盐类和相关化合物列入附件A，欧盟、日本、美国等已停至PFOA及其盐类生产，但该决议截至2020年5月尚未在我国生效。目前该类物质的生产和使用主要分布在湖北、江苏、上海、辽宁、山东等地，随着淘汰和替代措施实施，长江流域内PFOA污染态势有望得到有效控制，其工业源和生活源的减排成效有待研究。
3.2 PFOS2010年之前长江流域曾经检测到高ρ(PFOS)，尤其在武汉(表 3)。2003年长江重庆至武汉段ρ(PFOS)均>10 ng/L，最高值37.8 ng/L[24]。2010年PFOS最高值出现在汉江，达88.9 ng/L[25]，2011年在武汉市氟化工企业周边的汤逊湖中检测到ρ(PFOS)达2 130 ng/L[19]。随着国际和国内化学品管理趋严，长江流域PFOS污染态势逐渐降低，干流大部分地区和部分支流中ρ(PFOS)已经 < 1 ng/L，如重庆、九江至上海段、岷江[7, 9-10]。然而，在上海仍具有较高的PFOS赋存水平，黄浦江内平均值46.5 ng/L，最高值达286.0 ng/L[14]。虽然PFOS已被纳入国际公约管控，但是其污染尚未完全消除，城市化和工业化发达地区仍具有较高环境赋存浓度。
2001年全球最大的PFASs生产企业3M公司宣布逐步停止PFOS及其相关化合物的生产，然而同时期我国氟精细化工迅速发展，PFOS生产逐年增加，2006—2011年产量稳定在200~250 t/a，其中约一半供应国内工业使用[26]。2009年PFOS及其盐类和全氟辛基磺酰氟被纳入斯德哥尔摩公约附件B并在全球限制其生产和使用，PFOS及其相关化合物在全球环境中的浓度逐渐下降。2014我国生效对PFOS及其相关化合物的限定式生产和使用，除照片成像、半导体、航空液压油等可接受途径外的生产使用和出口均被禁止[27]。
3.3 短链替代物随着对PFOS和PFOA等长链物质环境危害的研究认识加深，以及国际管控措施愈发严格，PFBA、PFBS、PFHxA等短链物质已经逐步成为长链物质的工业替代品，生产使用量逐渐升高，环境浓度较10年前明显升高。
PFBA在长江上游和中游的污染态势有所显现。岷江水体中PFBA检出率100%，为0.16~28.4 ng/L，占ρ(PFASs)总的50%以上[7]。长江中游干流、洞庭湖、洪湖、鄱阳湖中ρ(PFBA)分别为4.1~6.3，4.63~11.59，4.92~10.95和4.64~6.58 ng/L[11]，已接近甚至超过PFOA的赋存水平。
工业使用PFBS导致其周围湖泊和河流水体PFBS赋存水平明显升高，尤其是在湖北和上海。长江武汉和鄂州段，ρ(PFBS)从1.14升高至14.53 ng/L，同时，武汉东湖水体ρ(PFBS)高达41.9 ng/L[10]。上海地表水体中ρ(PFBS)在10年之间增长超过20倍，2005年该数值仅为0.96~2.1 ng/L(平均值1.7 ng/L)，而2015年已高达14.28~276 ng/L(平均38.61 ng/L)[10]。除了湖北和上海，在整个长江九江至上海段，ρ(PFBS)占ρ(PFASs)总的近50%，最高值近20 ng/L，是仅次于PFOA的主要单体[10, 13]。
除了PFBA和PFBS，长江常熟段发现局部地区高ρ(PFHxA)。江苏常熟氟化工园内，PFHxA可能被作为PFOA的工业替代品而大量生产使用，污水处理厂出水中ρ(PFHxA)高达911~10 300 ng/L[17]。受此影响，长江干流常熟段水体中ρ(PFHxA)从来水＜1 ng/L迅速升高至22.7 ng/L[10]。
4 长江流域PFASs生态效应 4.1 生物富集效应PFASs具有很强的生物富集性，在全球已经广泛的发现其在哺乳动物、鸟类、海洋和淡水鱼类、水生和陆生植物、人体中赋存[28-31]。通常以动物的肝脏、肌肉、血液和鸟蛋作为主要监测对象[32-34]。化学结构是影响其生物富集性的关键因素，碳链长度越长的物质其生物富集性更强，在相同碳链长度下全氟磺酸类比全氟羧酸类富集性更强。由于PFASs在沿食物链传递的过程中具有生物放大效应，更高营养级的物种具有更高的PFASs水平，如大型鱼类、水生哺乳动物和水鸟。在生物富集效应的作用下，动物、植物和人体可能在食物链传递和长时间积累下获得更高浓度的体内暴露并造成健康危害。由于PFASs在高营养级物种中的高富集，因而对高营养级物种的研究明显多于低营养级物种。目前，长江流域生态系统中PFASs富集传输研究关注的主要是大型水生动物(表 4)。
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表 4 长江流域PFASs生物富集效应 |
扬子鳄是长江下游濒危动物，2009年扬子鳄繁殖研究中心的48只扬子鳄及栖息地中的鱼类中均能检测到PFASs。扬子鳄血液中PFOS、PFTeDA、PFDoDA、PFUnDA、PFDA、PFNA等6种相对长链的物质检出率达到100%，PFOA、PFHxS、PFPeA、PFBA、PFBS、PFHpA等相对短链物质的检出率由高至低分别为：69%，52%，31%，29%，21%和17%，平均值最高的物质分别是PFUnDA(31.4 μg/L)，PFOS(28.7 μg/L)和PFDA(26 μg/L)，占所有ρ(PFASs)总的92.6%。在扬子鳄的捕食对象中，乌鳢、白鲢、河虾富集浓度最高，分别为36.1，16.7和11.2 ng/g(湿重)，鱼类对水体中各PFASs单体的生物富集系数(Bioaccumulation factor，BAF)达到21~28 000[35]。
食用鱼类常常被作为PFASs的生物监测对象。长江沿岸成都、重庆、长沙、岳阳、武汉、荆州、南昌、九江、安庆、合肥等地黄鳝中PFASs赋存值为3.26~8.38 ng/g(湿重)。在检测的19种PFASs中，比例最高的单体是PFOA[36]。丹江口水库和汉江鱼类肌肉中PFASs赋存值为2.01~43.8 ng/g(干重)，肝脏内赋存值为36.7~87.9 ng/g(干重)，肝脏比肌肉富集效应更强；肌肉和肝脏中富集的主要单体是PFOS[37]。
水生生态系统中还能够检测到多种PFASs前驱体，如全氟辛基磺胺(PFOSA)、N-乙基全氟辛基磺酰胺乙酸(N-EtFOSAA)、1H, 1H, 2H, 2H-全氟辛基-2-磷酸盐(6:2 diPAP)等。太湖的水体和生物中能够检测到多种PFASs及其前驱体，PFOS的5种前驱体中PFOSA的检出率最高，在生物体中二者呈现显著相关性[28]，水生动物对这类物质的生物富集系数随辛醇-水分配系数升高而升高。生物体中PFOS、PFDA、PFUnDA等物质的富集浓度与物种营养级水平呈正相关，而前驱体则未呈现该趋势，其原因包括前驱体受到生物体内酶的降解作用而减缓了蓄积，以及分子质量过大导致难以渗透细胞膜从而限制了生物蓄积[38]。
除了水生生态系统，在长江流域沿岸的陆地生态系统中也存在PFASs的生物富集作用。在受到氟化工点源排放的区域，土壤、树皮和树叶中PFASs赋存值分别为0.75~28.8，6.76~120和10.0~276 ng/g，树皮和树叶中的平均值37.9和85.2 ng/g远高于土壤中的平均值7.17 ng/g，树叶和土壤之间的生物富集系数达到13[17]。植物吸收有机污染物一般通过根部吸收后随蒸发流传输或者干湿沉降后随气相或颗粒相吸附，不同植物吸附的研究对于这两种吸收途径存在不同探讨观点[39-40]。
4.2 淡水生态毒性效应PFASs主要通过水体排放和传输，因此PFASs对水生生物毒性效应的研究丰富。水生态毒性研究通常采用不同营养级水平的受试物种，并依据栖息环境分淡水生物和海水生物开展急性和慢性毒性效应试验。直链全氟烷基酸在USEPA ECOTOX数据中能够检索到淡水生态效应数据3 922条目，其中PFOA、PFNA和PFOS 3种物质的研究数据超过400条目，PFBA、PFHxA、PFDA、PFDoDA等物质的效应数据100~200条目，而其他物质的研究数据缺乏。
PFOS和PFOA毒性效应研究关注了多种淡水生物物种，涵盖藻类、两栖类、甲壳类、鱼类、昆虫类、无脊椎类等，毒性效应在不同尺度上包括三磷酸腺苷和胆固醇等生化效应、细胞色素C氧化酶和超氧化物歧化酶等酶活性效应、DNA甲基化和多种基因表达效应、睾酮和皮质醇等内分泌干扰效应、鱼鳍和内脏等器官形态学效应，以及繁殖能力和致死效应。多数毒性效应值都在mg/L量级，如PFOS对斑马鱼胚胎和牛蛙蝌蚪的急性致死值(LC50)分别为2.2和144 mg/L[41-42]。环境浓度水平的PFOS和PFOA能够对水生物胚胎和基因等敏感对象造成毒性效应(表 5)，如影响斑马鱼胚胎生长、繁殖和mRNA表达(LOEC=3.4 ng/L，PFOA)、鲤鱼成体卵巢、睾丸、肝脏等部位mRNA表达(LOEC=183 ng/L，PFOA)、两栖动物甲状腺激素mRNA表达(LOEC=100 ng/L，PFOS)[43-45]。这意味着，在高环境浓度PFOA和PFOS下长期暴露，鱼类和两栖动物等生物的基因表达、生长和繁殖可能会受到不良影响。
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表 5 典型PFASs单体的敏感生态毒性效应 |
短链物质PFBA和PFHxA在相对较低浓度下可影响斑马鱼胚胎mRNA表达(LOEC=0.06 mg/L，PFHxA)、轮虫的繁殖能力和种群生长速率(LOEC=1 mg/L，PFBA或PFHxA)、绿藻的生长速率(EC10=62 mg/L，PFBA)、斑马鱼胚胎存活率(LC50=91 mg/L)[47-49]。在mg/L量级的暴露水平下，PFBA和PFHxA还能够影响鱼类的行为、鱼类卵细胞基因表达、鱼类胚囊形态、鱼类体重和体长的生长、甲壳类动物死亡等毒性效应。从急性致死效应的方面比较，短链物质PFBA和PFHxA的毒性弱于长链物质PFOS和PFOA。
4.3 水生态风险评价水环境中PFASs对野生动物的生态风险评价多数是采用风险商(Hazard/ RiskQuotient，HQ/RQ)方法，即PFASs单体的环境浓度和预测无效应浓度(Predicted No-Effect Concentration，PNEC)的比值，由HQ或RQ值高低表示生态风险高低。PNEC通常由急性和慢性暴露毒性浓度和不确定性系数计算获得，在不同研究中采用的PENC差异较大。
对太湖中PFOS和PFOA进行生态风险评价，采用的急性暴露最大浓度基准(Criteria Maximum Concentration，CMC)分别为21 000和24.5 mg/L，慢性暴露持续浓度基准(Criteria Continuous Concentration，CCC)分别为5 100和2.9 mg/L。太湖中PFOS和PFOA的平均环境值均未超过该基准，即平均HQ均＜1，风险较低[12]。长江重庆段PFOS和PFOA的生态风险评价中采用了较为严苛的基准，PENC分别为1 000和100 000 ng/L，该流域内PFOS和PFOA的RQ值均＜0.1，表明水环境中浓度尚未达到对水生态造成危害的水平[9]。
在汉江的PFASs生态风险评价中，除了水体中PFOS和PFOA，还有研究考虑了水体中PFNA、PFHxA、PFDA以及沉积物中PFOS和PFOA的生态风险，5个单体采用的水中PENC分别为25，100，100，97和11 μg/L，沉积物中PNEC分别为2 060，67 ng/g，评价结果表明水体5种单体的风险在2×10-8~2.25×10-4，沉积物中2个单体的风险极低，为0~0.03[50]。岷江沉积物中PFOS和PFOA风险评价采用的PNEC分别为2 060和67 ng/g，这2个物质的RQ值均远 < 0.01[51]。
虽然从长江流域部分干流、支流和湖泊的评估结果来看生态风险极低，但是由于PFASs具有较强的生物富集性且难以降解，长期生态效应与风险值得关注。此外，由于长江流域中PFBS、PFBA等短链物质的浓度已经超过PFOS，这类短链物质所导致的风险不可忽视。
5 结语PFASs广泛赋存于长江流域从上游至下游的干流和支流及湖泊之中。由于长江径流量大、稀释能力强，所以长江流域平均PFASs污染水平低于我国其他主要流域。而重庆、武汉、常熟、上海等PFASs相关工业发达城市局部地区呈现较高水环境暴露水平。在十几种主要单体中，目前PFOA在长江流域内环境浓度最高，而PFOS在近10年环境管控措施下浓度降至极低，PFBS、PFBA和PFHxA等短链物质正作为替代物使用，可能在未来出现升高趋势。
PFASs更倾向于分配在水相中而非沉积物或悬浮颗粒物相中，更加易于对水生生物产生直接暴露。PFOA和PFOS受到生态毒理研究关注最多，涵盖的淡水水生物种和生态效应类型最为丰富，在环境浓度水平暴露下即可影响动物胚胎生长、发育和基因表达。虽然大部分生态效应浓度都在mg/L水平，高于目前环境暴露浓度，但是长江流域内大型水生动物(包括食用鱼类)能够从环境中富集PFASs并通过食物链传输，在其血液、肌肉和内脏中蓄积。长江流域PFASs生态风险评价主要使用单一化合物的风险商方法，评价结果均显示风险等级极低，但是在化合物评价范围、PENC选取、评价方法等方面仍具有局限性。在未来开展水生态系统风险评价时，需发展该类化合物综合风险评价方法，综合考量PFASs对流域生态系统的效应和风险。
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