辽河流域全氟和多氟烷基化合物来源、赋存和风险评价研究进展

风险评价研究进展高丽娟，刘静玲，陈楠楠，包 坤，孙斌，孟博(北京师范大学环境学院水环境模拟国家重点实验室，北京100875)摘要：综述了辽河流域全氟和多氟烷基化合物％ PFASs)的来源及其在地表水、沉积物和生物体内的

分布特征及变化趋势。PFASs可通过生产及使用、污水处理厂尾水排放及挥发性前体物质大气迁

移降解3种途径进入水环境中。不同环境介质内PFASs赋存现状不同：地表水中PFASs质量浓度 随时间呈递增趋势，且以短链PFASs及PFOA为主；沉积物中PFASs质量比随时间呈下降趋势，且

以PFOA和PFOS为主；生物体内以PFOS为主。比较分析了 PFASs的生态风险评价方法并阐述辽 河流域PFASs的生态风险状况，建议进一步加强流域尺度下PFASs的科学研究和管理。关键词：全氟和多氟烷基化合物；污染来源；污染分布；生态风险;辽河流域中图分类号:TV212.4；X501

文献标志码:A

文章编号：1004-6933(2019)04-0063 -08Research progress of evaluation on sources, occurrence and ecological risk of per- and polyfluoroalkyl substances in

Liaohe River Basin/ GAO Lijuan, LIU Jingling, CHEN Nannan, BAO Kun, SUN Bin, MENG Bo (State Key Joint /Laboratory of' Environmental Simulation and Pollution Control, School of Environment, Beijing Normal Universit., Beijing

100875, China)Abstract: The sources of pec- and polyfluoroalkyl substances ( PFASs) in Liaohe Rivec Basin and its distribution

characteristics and changing trends in surface water, sediments and or-anisms arc summarized. The PFASs can entec the

water environment through three ways: production and use, tail water discharge from sewage treatment plants and

aemosphecicecanspoceand degcadaeion oleo.aei.epcecucsocs.Theoccu cenceseaeusolPFASsin dileceneeneiconmenea. medic is diVerent. The concentration of PFASs in surface water tends te increase with time, with short-chain PFASs and

perfluorooctanoio acii ( PFOA) being the most abundant PFASs. The mass ratio of PFASs in sedirnents decreases with

hme,with PFOA and perfluorooctane sulfonate ( PFOS) being predominant. PFOS is dominant in biote. The ecclocical risk

assessment methods of PFASs are compared and analyzed, and the

watershed scale.risk status of PFASs in Liaohe River Basin is

expounded. It is suggested that the scientific research and manaaement of PFASs should be further strengthened at Key words: per- and polyZuoroalkyl substances pollution sourcc pollution distribution

；；；risk Liaohe River；Basin全氟和多氟烷基化合物(per- cnd polyOuoroalkyl 阻燃剂及电镀和镀层添加剂等PFASs的高能碳

substances,PFASs)是一类人工合成有机化合物，除 官能团中的氢原子外，碳骨架上的氢原子全部或部

氟键(450kJ/mol)⑷使其不易于水解、光解、微生物

降解及被脊椎动物所代谢，因此在环境中具有持久

分被氟原子替代［1］' PFASs具有化学稳定、热稳定 及疏水疏油等优良物理化学特性［2］，因此自20世纪 50年代以来被广泛应用于工业和商业领域,如纺织

性PFASs的长期广泛应用，使其在各种生物和

非生物环境介质中被频繁检出(6C)，同时PFASs具

有生物积累性,当其进入水生生态系统，可沿食物链

放大，最终对生态系统和人类产生不利影响［8-9］,因品和地毯的表面保护剂、灭火泡沫、润滑剂、抛光剂、基金项目：“十三五”国家重点研发计划(2016YFC0500402)作者简介:高丽娟(1989—)，女，硕士研究生，研究方向为水生态毒理学'E-mail：Gaolijuan—bnuH 126. com

通信作者:刘静玲,教授'E-mail：jinging@ bnu. edu. cn・63・此这些化学物质在环境中的行为和生物效应引起科 ①PFASs相关物质的生产及排放是地表水中PFASs 的主要来源辽宁省阜新市细河沿岸有两大氟 化工业园区，其中，工业园区I以调聚合成法生产方 式为主，主要生产产品为氟聚合物\"含氟表面活性

剂、聚四氟乙烯）和氟调聚物;工业园区,以电化学

学界的高度关注。基于实验动物模型的毒理学研究表明:长

链PFASs\"氟代碳原子数不小于7）对生物具有肝脏 毒性、发育毒性、生殖毒性和免疫毒性等多种毒性作

用,对生物和人体的风险较高。同时在众多典型长 链PFASs中，全氟辛烷磺酸\"PFOS）和全氟辛烷竣酸

\"PFOA）的表面活性性能最好，故其产量和使用量 较大［12］，其在环境介质和生物体内的检出率和含量

氟化法生产方式为主，主要生产产品为氟聚合

物［27］-这两大工厂是造成当地环境受到PFASs污染

的重要排放点源。Meng等［28〕对大凌河饮用水源地

附近、氟化工业园区附近及支流汇合后干流处的地表

均相对较高⑴一⑷-鉴于长链PFASs的这些危害性， 水样及相应沉积物柱芯样品的分析表明，与两大氟化

工业园区相邻的支流细河中PFASs含量（地表水中

国内外工业企业和监管机构采取一系列措施以减少

PFOS、PFOA及相关化合物的释放。2000年3M公

2960 ~ 3413ng/L,沉积物中 2. 64 ~ 2. 66ng/g）明显高

司开始逐步淘汰PFOS及相关材料的生产［15］ ;2006

年美国环境保护署与8家氟化学品主要制造商签署 2010/15 PFOA管理计划［16］ $2009年PFOS和全氟辛

基磺酰氟\"PFOSF）被列入斯德哥尔摩公约附 件B ［17］ $2013年我国宣布到2020年将淘汰PFOS及

其相关化合物。为了满足工业和生活需求,与长链

PFASs特性相似但全氟碳链更短的短链PFASs\"氟代 碳原子数小于7）作为其替代品被广泛生产和使用, 如全氟丁烷竣酸\"PFBA）、全氟丁烷磺酸\"PFBS）和全 氟己烷竣酸\"PFHxA）等［18］o这些短链替代品在环境 介质中的检出频率越来越高，含量有升高趋势（1921）-因PFASs水溶性较好并且在水中溶解时蒸气

压较低，故大多数PFASs易于在水体中停留，并且 很容易通过水文过程进行迁移［14,22］,因此目前我国 关于PFASs的研究多集中于其在不同水体各环境 介质中的赋存浓度、归趋迁移以及暴露影响（20,23曲。

辽河流域是我国七大流域之一，流域内拥有我国北

方最大的氟化产业基地［25］,目前已成为环境领域 PFASs污染研究的热点区域。本文根据2002—2018

年相关研究数据,从来源和不同环境介质中的分布 特征两方面总结辽河流域不同水系PFASs的污染

现状，综述PFASs生态风险的评价方法，并在此基

础上阐述辽河流域PFASs的风险状况，最后展望

PFASs研究与管理的发展方向-1辽河流域内PFASs的来源辽河流域主要由辽河水系、大辽河水系及大凌 河水系组成。辽河水系为东辽河和西辽河于福德店

汇合后形成辽河干流，经双台子河，由盘锦市流入辽 东湾；大辽河水系为浑河、太子河于三岔河汇合后,

经大辽河由盘锦市和营口市两市的分界处入海［26］；

大凌河是辽宁省西部最大的河流,全长397 km,流域

面积2. 35万皿2。辽河流域内的PFASs主要来源于3种途径：-64 -于大凌河上游饮用水源地附近\"地表水中4.6 ~

13 ng/L,沉积物中0. 21 -0. 55 ng/g）及干流（地表水 中 650 -1 155 n/L,沉积物中 0.63 ~0. 98 ng/g）。陈

春丽等［29］利用通量计算方法对环渤海北部沿海主

要入海河流的PFASs排放量进行了估算，发现2008

年渤海北部沿海地区主要河流PFOSPFOA、全氟庚

烷竣酸\"PFHpA）和全氟戊烷竣酸\"PFPeA）的排放总 量分别为 121.8 kg/a、215.5 kg/a、67. 08 kg/a 和

9- 32k/a,其中,大辽河对这几种污染物的贡献率分

别为62%、15%、43%和85%，而大凌河贡献率分别

为2.4%、67%、38%和0-②由于常规污水处理工 艺不能有效去除PFASs网，故未经处理的PFASs可 通过废水、化粪池及污水处理厂尾水等进入水体环

境中，成为环境中PFASs的主要来源［31］o 2009年, Sun等［32］对沈阳市污水处理厂尾水和地表水中

PFASs的研究表明，四大污水处理厂出水口中

PFASs的平均质量浓度\"55.6ng/L）明显高于地表 水（19. 5 ng/L），且污水处理厂尾水中PFASs的组成 与地表水中的组成相似，因此污水处理厂尾水是地

表水中PFASs的重要来源-③PFASs的挥发性前体

物质经大气光降解也是环境中PFASs的来源［33］O

Chen等［34］在阜新市氟化工业园区的空气中检出氟 调聚醇\"FTOHs,全氟竣酸的前体物质）、8：2 FTUCA （8： 2 FTOH光氧化降解为全氟竣酸的中间产物）和

长链全氟竣酸，且长链全氟竣酸、8： 2 FTUCA与

FTOHs 具有显著相关性（，=0.708 - 0.976, p <

0. 05）,可见空气中长链全氟竣酸的存在可能与

FTOH的降解有关-同时，该研究发现短链全氟竣

酸（氟代碳原子数为2~4）的空气-水浓度比（Qaw） 较高，说明它们有从空气向水中迁移的趋势。2辽河流域不同环境介质中PFASs的分布2.1 地表水关于辽河流域主要水系地表水中PFASs赋存

的研究均有报道,其质量浓度变化见表1 (表中数据 为平均值或范围值)'细河-大凌河水系是辽河流域

PFASs污染最为严重的河流[27-28],其PFASs质量浓 度最高可达到.g/L级别。从年际变化来看,

PFASs污染也较为严重并呈逐年递增趋势。2012

年双台子河口地表水中15种PFASs的总质量浓度 为 43. 4 - 158 n/L[40] ；2013 年这 15 种 PFASs 总质

量浓度增长至66. 2 -185 n/L⑷,尤其是PFBA,其 质量浓度增加近1倍。另外，其PFASs组成与细河-

2009—2013年，细河-大凌河水系地表水PFASs污

染程度呈逐年递增趋势。2009年接收氟化园区直

排废水的细河地表水中3种全氟磺酸(PFBS、全氟

大凌河相似，即地表水中的PFASs以短链全氟竣酸

为主,PFOA次之，PFOS较少。2012—2013年双台

子河口地表水均以PFBA和PFPeA为主要污染 物[40^1]，但PFOA质量浓度要明显低于二者,这表明

己烷磺酸(PFHxS )和PFOS )的总质量浓度为 321 n/L[35] ；2011年细河-大凌河水系地表水中这

3种全氟磺酸的总质量浓度增至633 n/L[27],是 2009年的2倍；2013年细河-大凌河水系地表水中

上述3种全氟磺酸的总质量浓度已猛增至 1 086 n/L[36]。可见，细河-大凌河水系的全氟磺酸

这2种短链全氟竣酸可能已作为PFOA的替代品在 河口邻近区域或上游地区得到广泛使用。与国内外

其他河口地区对比发现，其PFBA质量浓度高于福 建九龙江河口(5. 53 n/L) [42]、韩国Youn/san河河

质量浓度并没有因大凌河水的稀释作用而降低，反

而呈逐年递增趋势。从年内季节性变化来看,

口(1.5 n/L)及 Nakdong 河河口 (2. 5 n/L) (43)。与细河-大凌河水系及双台子河口相比,辽河水

系和浑河-大辽河水系污染较轻。2009年,两大水

2013年1月、4月、7月和10月细河-大凌河水系地

表水中11种PFASs的总质量浓度范围分别为4. 32 ~5010n/L、12. 8 ~9540n/L、5. 66 -4 800 n/L 和 1.77 - 2 180 n/L[36]。从 PFASs 组成上来看， 2009—2013年，细河-大凌河水系地表水中PFASs

系地表水内PFASs组成相似，且均以PFHxS、PFOA 和PFHpA为主要污染物[44],表明这两大水系具有 相似的污染来源。浑河-大辽河水系地表水内

PFASs时间变化趋势表明，2002—2014年PFOS质

量浓度呈下降趋势,2002—2009年PFOA PFHpA和 PFHxS质量浓度均增加，但2009—2014年PFOA质

以PFBA、PFBS和PFOA为主，但PFOS含量较低，

如2013年细河-大凌河水系地表水中PFBA、PFBS

和PFOA的质量浓度分别高达679n//L、1080n//L和 523 n/L，但PFOS的质量浓度仅为3.99n/Lo同时, 量浓度却下降，表明该区域因执行PFOS和PFOA管 制政策使其污染程度降低。与国内外其他河流对比

发现，两大水系的PFHxS及PFOA质量浓度高于松花 江(PFHxS 0. 2 n/L, PFOA 0. 4 n/L)[45],与西班牙 Guadalquivir 河(PFHxS 4. 1 n/L, PFOA 11.6 n/L)

这3种主要PFASs的质量浓度也总体呈逐年递增趋 势，如PFBS的质量浓度由2009年的320n/L[35]增长 至 2011 年的 815 n/P28) ,2013 年高达 1080 n/L[36]。 与国内外其他主要氟化工业园区对比发现，细河-大

凌河水系地表水中C4 PFASs质量浓度低于武汉汤 逊湖(PFBS3 660 n/L,PFBA4770 n/L)[18],高于江

相当[46]O可以看出，短链PFASs已成为辽河流域地

表水中的主要PFASs,因此除传统长链PFASs外，这 些短链替代品所造成的水污染问题也应该给予重视。

苏常熟科技园区(PFBS 2. 00 n/L)[37]、莱茵河下游 (PFBS 45. 4 ng/L,PFBA 117 n/L)[38]及小清河流域 (PFBA 89. 3 n/L)[39]。可见细河-大凌河水系应作

2.2沉积物关于辽河流域沉积物中PFASs赋存的研究较

少,其PFASs质量比情况见表2(表中数据为平均值

或范围值)o细河-大凌河水系沉积物中PFASs质量 比最高,其总量约为浑河-大辽河水系或辽河水系的n/LPFOA为辽河流域水环境PFASs污染的优先监测重点。除细河-大凌河水系外，双台子河口地表水

水系表1辽河流域地表水中主要PFASs的质量浓度

采样时间PFBA277356679

PFBS320630815PFPeA15.3PFHxA13.721.0PFHxS0.270PFHpAPFOS数据来源细河2009 年2011 年2011 年2013 年1690.423细河- 大凌河双台子河口0.81.033.23.0998.133.543.99Bao 等(35)Wan/等审]Men/ 等Zhu等两19.210110802.724.6863.449.744.61297.501.660.098728.21.071.101.862.075234.882012 年2013 年2002 年2008 年26.045.10.3020.880魏立娥等[40]Shao 等】41 ]6.980.25410.00.5418.720.761.35Jin等⑷Lu等皿]浑河浑河-大辽河0.140.5630.3-0.780.397.470.1 〜0.240.6561.876.1710.32009 年2009 年2014 年2009 年Sun等[辺Yan/ 等(44)Gon/ 等(49)23.43.830.350.240.24 〜1.5437.80.24 〜1.623.331.52-7.1212.60.4 -1.650.1辽河0.25Yan/ 等(44)-65 -表2辽河流域沉积物中PFASs质量比水系采样时间2009 年2011 年PFBA细河细河-大凌河PFBS0.189PFPeA0.1770.028PFHxA0.1730.026PFHxS0.030.01870.024PFHpAPFOA12.6PFOS数据来源Ba% 等(35)Wang等⑵］0.042.224.20.3132011 年1.170.3360.06910.06440.05780.0132.150.2460.0990.213Meng等两浑河-太子河- 大辽河浑河-大辽河辽河2008 年2009 年2014 年2009 年)0.05140.112Bao 等(51)Yang等屮］Gong等⑷］Yang 等 M)0.04780.070.12 -0.4900.330.0540.03220.11)0.0170.07440.09 -0.110.1210.0330.10.260.19220 -30倍。从年际变化来看,2009—2011年细河- 大凌河水系沉积物PFASs质量比呈下降趋势，约下

积物中或直接被沉积物吸附;相反，短链PFASs具 有较高的水溶性,导致其不易被颗粒物或沉积物吸

附，具有较强的随水体迁移的能力[18,53]O同时,

降1/2。特别是PFOA呈明显下降趋势：2009年 PFOA的质量比为12.6nGg[35] ,2011年其质量比已

PFASs具有极强的热稳定性和生物稳定性,在自然 下降至2. 15 ng/g(2:)。同时,2009—2011年细河-大 凌河水系沉积物PFASs组成也发生显著变化：2009 年沉积物内以PFOA及其他长链全氟竣酸(全氟壬

烷竣酸(PFNA )、全氟癸烷竣酸(PFDA )、全氟十一

烷竣酸(PFUdA)和全氟十二烷竣酸(PFDoA))为 主；2011年沉积物内则以C4 PFASs ( PFBS和

PFBA)和 C8 PFASs(PFOS 和 PFOA)为主。这表明

长链PFASs得到逐步禁止和淘汰，但其替代品短链

PFASs特别是PFBA和PFBS在该区域大量生产和

使用。与国内外其他主要氟化工业园区对比,该区域

PFOA与武汉汤逊湖相当(2. 35n/g)[18]，但低于小清

河流域(20.6n/g)[39] ；PFOS和PFBS质量比低于武

汉汤逊湖(PFOS 74. 4ng/g, PFBS 50. 8 n/g)[18]和密

西西比河下游(PFOS 27. 9 n//g, PFBS 1. 74 n//g)(50),

但高于小清河流域\"PFOS 1. 44 n/g)[39]。辽河水系与浑河-大辽河水系沉积物PFASs污 染程度相当且PFASs组成也相似。2008—2014年，

浑河-大辽河水系沉积物PFASs质量比呈现轻微下 降趋势，如PFOS在2008*2009和2014年的质量比 分别为 0.213 n/g、0.121 n/g 和未检出[44,49,5I] o

2008—2009年浑河-大辽河沉积物中PFASs组成并

没有发生显著性变化，均以长链PFASs为主，其中

PFOS和PFOA质量比依然较高。与国内外其他主

要河流对比可知，该区域PFOS质量比高于松花江

(<0. 08 n/g) (45),与西班牙 Guadalquivir 河(0. 04 -

0. 7 n/g)相当[46]，低于珠江(0. 27 -1.28 n/g)[52]。通过以上分析可看出：随着长链PFASs的逐步 禁止和淘汰，短链PFASs在点源排放地区(细河-大 凌河)的沉积物内有所增加并占据主导地位,但整

个辽河流域沉积物内长链PFASs,特别是PFOS和 PFOA质量比依然较高,这主要是因为PFASs在水

和沉积物之间的分配受其辛醇-水分配系数的影响 较大。长链PFASs具有较高的辛醇-水分配系数，导

致其进入水体后易被水体颗粒物吸附最终迁移到沉

・66・环境中几乎不能够被降解[2,54],这也可能造成沉积 物中长链PFASs较长时间地存在，并有可能作为源

释放到上覆水体中。2.3生物体研究(55C7)表明，长链和短链PFASs具有不同程

度的生物富集能力，特别是长链PFASs的生物富集 系数可达到10万Pkg,如长链PFASs(氟代碳原子 数为8 ~12)在虹鱒鱼血液中的生物富集系数范围

为(27 ±9.7) - (40000 ±4500) Pkg,其中 PFOS 为 (4 300 ±570 ) Pk/[55-57] o 虽然短链 PFASs 的生物 富集能力较低，但随其广泛使用,在水体中的浓度逐

渐升高，对其生物富集性的研究也具有重要意义。

然而，目前有关辽河流域PFASs生物富集的研究还 鲜有报道。Wang等[58〕对渤海北部河口 (生物样品 采集点主要位于辽河流域河口区域)所采集生物样

品的分析发现:PFOS是生物体内的主要PFASs,但

鱼体内残留量最高(262 n/g),约为其他水生生物 的 18 - 100 倍(虾 14.0 n/g,蛤3 5. 72 n/g,蟹2. 64 n/g)；同时该研究发现,PFOA在生物体内的残

留量及检出率均低于PFOS(虾、蟹和泥鍬体内的质量

比分别为 2. 26 n/g、1. 45 n/g 和 0. 790 n/g,鱼、蛤3、 蛙和螺体内都未检出)(58)。国内其他地区的研究

也表明水生生物体内以PFOS为主，如PFOS是珠江

三角洲和香港海岸线的牡蛎(0. 25 ~0. 83 n/g)和贻 贝(0. 41 - 1. 47 n/g)体内的主要污染物[59]，同时也

是青藏高原山地湖泊鱼的肌肉组织(0. 21 -5. 2 n/g) 中的主要PFASs(60)。同国外其他地区相比，辽河流

域河口地区鱼体内PFOS的质量比与韩国(0.26 - 612 n/g)相当[61],高于日本(0. 84 - 65 n/g)[62]和

芬兰(7~58ng/g)刚。3 PFASs的生态风险评价PFASs对水生生物具有毒性作用,如将受精8 h

后的斑马鱼(Danio rerio )受精卵用不同浓度PFOS

处理5个月后，斑马鱼雄性幼鱼性腺发育受到抑制， 雌鱼数量增多，且子代幼鱼死亡率升高并伴有畸

该基准值在推导过程中分别考虑了急性毒性效应、 慢性毒性效应及污染物的生物富集效应,但该方法

只要所需生物的相应毒性数据的累积概率接近

形,可见长期接触PFOS会对胚胎生长、生殖和后代 发育产生不利影响［64］,因此有必要对其开展生态风

险评价。国内外关于PFASs生态风险评价的研究 还处于起步阶段，并没有统一的评价标准，且多集中

0. 05即可,因此也具有一定的不确定性，且未考虑 物种之间的相互关系网。Wang等［70］采用Gesy 等［66］所推导出的水质量基准值对辽河流域地表水

于 PFOS、PFOA 和 PFBS（65C6）。目前 PFASs 的生态

风险主要是基于欧盟的商值法和美国水质量基准指

中PFOS和PFOA的风险进行了评价，结果表明，所

研究区域地表水中PFOS和PFOA的质量浓度均没

南中的双值基准体系对其进行量化表征。商值法就 是将实测环境暴露浓度（EEC）或模型模拟出的环境

有超过相应的基准限值，因此不会对水生生物造成

风险。Meng等［28］也采用Gesy等［66］所推导出的水

质量基准值对大凌河水系地表水中PFOS、PFOA及 PFBS的生态风险进行了评价,结果表明：地表水中

暴露浓度（PEC）与预测无效应浓度（PNEC）进行比

较，若比值小于1,则此污染物无风险；若比值大 于1,则有风险，且比值越大，风险越高。其中，对于

每一种PFAS的PNEC值可通过评估因子法（AF）和 物种敏感度分布法（SSD）来获取［67］O由于缺少沉

积物中PFASs的生物毒性数据，因此也有研究采用

平衡分配法来计算沉积物中的pnec［40］。商值法所

需数据量少且依赖于敏感生物的毒性值，因此其不 确定性很高，且未考虑物种之间的相互关系及污染

物的富集效应，故适用于低水平单一污染物的风险 评价［68］O魏立娥等［40］基于其他研究者所推导出的 PNEC值,采用商值法对双台子河口地表水中PFOS

与PFOA的生态风险进行了评价，结果表明，PFOS 与PFOA的风险值分别为0.33 x 10 \"3和0.85 t

10-5，均远小于1,可见双台子河口地表水中这两种

污染物的生态风险较小。Gong等［49］也采用相同方

法,对浑河干流、浑河支流细河和大辽河干流地表水 和沉积物中的PFOA及PFOS的生态风险进行了评

价，结果表明，所研究河水和沉积物中的PFOA和

PFOS的风险值均小于1,因此不会对水生生物造成 潜在危害。除商值法外，还可采用水质量基准对地

表水中PFASs的生态风险进行评价。Gesy等［66〕采 用美国环保局所推荐的毒性百分数排序法，基于不

同研究中PFASs对水生生物和鸟类的毒性试验结 果，推导出保护北美最敏感水生物种的最高质量浓

度基准值（CMC）、持续质量浓度基准值（CCC）及野

生生物保护值（AWV） : PFOS的CMC、CCC和AWV 分别为21 .g/L、5. 1 .g/L 和 47 ng/L, PFOA 的 CMC 和 CCC 分别为 25 mg/L 和 2.9 mg/L,PFBS 的 CMC、

CCC 和 AWV 分别为 121 mg/L、24 mg/L 和 17 n/L。

Yang等［69］也采用上述方法,通过收集我国本土物

种的相关毒性数据，补充开展了 3种水生生物的慢

性毒性试验和9种水生生物的急性毒性试验，计算

得出适用于我国水体的水环境质量基准值:PFOS的

CMC 和 CCC 分别为 3. 78 mg/L 和 0. 25 m/L,PF0A 的 CMC 和 CCC 分别为 45. 54 m/L 和 3. 52 m/L。

PFOS和PFOA的质量浓度均没有超过相应的基准

限值，因此不会对水生生物造成急性和慢性毒性，但 该水系71%的采样点位中PFBS的质量浓度均超过 其AWV限值，表明该水系地表水中的PFBS可能对

食物链顶端的一些野生动物（鸟类）造成潜在不良

影响。4结论及展望辽河流域2002—2018年研究数据表明，PFASs

可通过生产及使用、污水处理厂尾水排放及挥发性

前体物质大气迁移降解3种途径进入到水环境中,

地表水、沉积物及水生生物普遍受到PFASs的污

染。不同环境介质内PFASs赋存现状不同：地表水

中PFASs质量浓度随时间呈递增趋势，且以短链

PFASs及PFOA为主；沉积物中PFASs质量比随时

间呈下降趋势，且以PFOA和PFOS为主;生物体内

以PFOS为主。细河-大凌河水系污染最为严重且

地表水中的PFBS可能对水生生物造成潜在危害。目前辽河流域存在PFASs来源多样化及各环

境介质中多种类PFASs共存的污染现状。同时，我

国对于PFASs生态风险评价的研究较为薄弱,大多 数研究只是基于单一物种测试的生态风险评价或将

单一 PFASs的浓度与特定物种或受体的推荐值进 行比较，以评估其风险。因此应进一步加强流域尺

度下PFASs的科学研究和管理。对PFASs来源，应

估算PFASs各种工业和生活来源的排放量，同时

PFASs制造商也应向政府及科研机构公开其产品和

产量信息。应加强典型PFASs及其替代品经源释

放后在环境中迁移、分配及转化过程的研究,并加强

环境暴露浓度下多种类PFASs及其替代品对敏感 水生生物及水生生态系统结构与功能的联合毒性效 应研究，明确PFASs对生态系统健康和水环境质量 的影响。PFASs生态风险评价的研究应完善PFASs 替代品及多种类PFASs共存的风险评价方法。在

-67 -PFASs管理方面，应完善关于PFASs生产及使用的

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