海洋環境中持久性有機污染物的生物累積研究進展

劉亞雯，李有紳，楊憶菁，陳茜茜，王新紅

近海海洋環境科學國家重點實驗室，廈門大學環境與生態學院，廈門 361102

持久性有機污染物(persistent organic pollutants, POPs)作為一類可在環境中持久性存在，并可長距離遷移的有機污染物，其對生態以及人體健康的影響受到廣泛關注。為有效控制POPs污染帶來的生態和健康危害，自2001年起包括中國在內的多個國家和地區簽署并加入了《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》，對包括有機氯殺蟲劑和多氯聯苯等首批傳統POPs實行禁止或管控措施[1]。然而隨著人類活動需求和化工產業的發展，人工化學品合成和使用的增速導致大量新污染物進入到環境中，給生態環境健康帶來新一輪威脅和挑戰[2]。相比于傳統POPs其污染上升趨勢明顯，污染種類多樣，且部分新污染物特別是傳統POPs替代品的生物累積性和毒性并未有明顯改觀，因此對該類新污染物的風險評估和管控是當前生態環境保護的重中之重[3]。迄今為止，已有包括多溴二苯醚、全氟辛基磺酸鹽(PFOS)等16種新型有機污染物被列入《斯德哥爾摩公約》受控名單[4]。中國生態環境部發布的《重點管控新污染物清單(2022年版)》中，也將全氟辛酸及其鹽類和相關化合物(PFOA類)、全氟辛基磺酸及其鹽類(PFOS類)、全氟己基磺酸及其鹽類和相關化合物(PFHxS類)和短鏈氯化石蠟(SCCPs)等列入首批進行嚴格環境風險管控的新污染物[5]。

海洋是地球最大的生態系統之一，同時也是多種有機污染物的匯集地[6]。受水體交換作用對入海污染物稀釋的影響，海水水體中POPs的濃度水平通常在pg·L-1～ng·L-1之間[7]。盡管其海水濃度很低，該類物質的高親脂性和生物代謝惰性等使其可以通過水相和食物相暴露等途徑在海洋生物體內富集并在食物鏈中傳遞，因此污染物的生物富集和沿食物鏈放大潛力也成為評估其生態環境安全的重要依據之一。此外，隨著環境痕量化學分析技術的發展，新型持久性有機污染物對海洋生物體暴露風險也受到了廣泛關注。相比于傳統POPs，該類污染物的分子結構、理化性質以及與生物的互作關系更為復雜，有關其在海洋環境中的生物富集和沿食物鏈(網)的生物放大效應的認知仍有待進一步明確。本文針對全球海洋環境中重點關注的POPs包括有機氯農藥(OCPs)、多環芳烴(PAHs)、多氯聯苯(PCBs)以及多溴聯苯醚(PBDEs)、氯化石蠟(CPs)和全/多氟烷基化合物(PFAS)，重點分析和綜述傳統和新型持久性有機污染物在海洋生態系統中的富集和沿食物鏈放大潛力，以及其關鍵的影響因素，有助于加深對POPs生物累積性和持久性的認識，對評估其生態效應、建立海洋風險管理標準有十分重要的意義。

1 海洋環境中POPs的生物富集(Bioaccumulation of POPs in the marine environment)

國際社會對POPs生物富集的標準為，當化合物的食物鏈放大因子(TMF)>1，其具有顯著的生物富集效應；當化合物的生物濃縮因子(BCF)或生物富集因子(BAF)>5 000，其可能具有生物富集效應；而當化合物的辛醇-水分配系數(logKow>4)且辛醇-空氣分配系數(logKOA>5)時，其具有一定的生物富集潛力[8]。BCF和BAF均定義為平衡狀態下生物體內污染物濃度與水體濃度的比值。其中，BCF僅適用于水相暴露，通常在實驗室測得。而對于復雜的野外環境，BAF還同時包含了食物相暴露對生物體富集污染物的貢獻[8]。相對于淡水生物，POPs在海洋生物中富集的相關參數仍較為缺乏。Berrojalbiz等[9]對PAHs在海洋浮游植物(Rhodomonassalina)和橈足類(Paracartia(Acartia)grani)的生物富集研究發現，浮游生物對PAHs吸收速率和同化效率隨PAHs的疏水性增加而增加，其logBCF和logBAF均與PAHs的logKow呈現顯著的正相關關系。然而受橈足類對PAHs生物轉化的影響，橈足類的logBCF(1.1～2.8)要比浮游植物的logBCF(3.6～6.7)低[9]。對部分OCPs(logKow>5)和PCBs的研究也同樣發現，其海洋浮游植物的logBCF(PCBs：6.0～8.0)以及海洋動物的logBAF包括浮游動物(OCPs：4.7～6.1；PCBs：6.4～8.9)、雙殼類(OCPs：2.9～6.8)、甲殼類(OCPs：4.0～8.9)、魚類(OCPs：4.1～7.2；PCBs：6.4～13.8)和哺乳類(PCBs：9.0～10.7)均隨著其logKow的增加而增加，且與生物所處營養級水平呈現顯著的正相關關系[10-12]。此外，海洋沉積物作為海洋環境中POPs的儲存庫[13]，棲息在海洋沉積物表層及內部的底棲生物對沉積物有機質及食物碎屑等的攝入不僅是其富集POPs的重要來源，同時也在一定程度上影響著POPs的生物放大效應[14]。Sun等[15]研究SCCPs在河口生態系統中的生物富集發現，SCCPs在底棲無脊椎動物(蝦、蟹和雙殼類)中的濃度高于非底棲物種如中上層魚類和魷魚。Martín等[16]對海洋棘皮動物(HolothuriatubulosaGmelin)體內全氟羧酸類(PFCAs)的研究也同樣表明，其logBAF和生物-沉積物富集因子(logBSAF)分別為1.2～4.4和1.4～2.9，且均隨著全氟烷基碳鏈的增加而顯著增加。BSAF為生物體內污染物脂肪歸一化濃度與沉積物中污染物總有機碳歸一化濃度的比值，常用于表征底棲生物富集污染物的能力[17]。對于多數POPs，其logBSAF與logKow呈一定的正相關關系。如波斯灣北部雙殼類中，PCB-153、PCB-138、PCB-118、滴滴涕(DDTs)和PBDEs的logBSAF(2.4～3.1)均遠高于六氯環己烷(HCHs) (logBSAF：0.2)[18]。而對于PAHs，部分研究表明，PAHs在我國舟山灣漁場和海南珊瑚礁底棲生物中的logBSAF與logKow呈現一定的負相關關系[19-20]。Thomann和Komlos[21]對底棲食物網中PAHs的分析發現，當logKow<5時，底棲魚類對沉積物孔隙水中PAHs的生物可利用度增加，導致其logBSAF隨著logKow的增加而增加，而當logKow>5時，其在腸道同化效率和logBSAF將隨著logKow的增加而顯著降低。

此外，海洋生物的脂肪含量、體型、年齡、性別、生殖、攝食生態學和營養級水平等也是影響海洋生物富集POPs的重要因素[22-24]。絕大多數POPs為高度脂溶性化合物，其在生物體內分布與生物體的脂肪含量密切相關，因此常采取脂肪校正濃度來表示其富集能力。海洋生物體型和年齡的變化在一定程度上不僅改變了POPs的吸收代謝動力學，并從時間尺度上，影響其在海洋生物中的富集[23]。脂溶性化合物的吸收方式主要為簡單擴散，其擴散速率會隨著體型的增加以及比表面積和呼吸速率的降低而降低，進而影響了其在生物體的吸收和消除速率[25]。對于高脂溶性(logKow>5)化合物，其在大體型海洋生物體內通常具有較高的半衰期和富集濃度[26]。此外，受母體傳遞和飲食限制的影響，部分海洋生物幼體在生長初期體內的POPs濃度會呈現一定的生長稀釋現象[27]。母體傳遞也是導致POPs生物富集性別差異的重要因素之一。Tuerk等[28]對成年海豚體內POPs分析發現，雌性大西洋斑紋豚(Lagenorhynchusacutus)和粗齒海豚(Stenobredanensis)體內PBDEs和PCBs濃度均顯著低于雄性?；趯τ左w和成年雌性里海海豹(Pusacaspica)鯨脂中POPs富集趨勢的分析也同樣表明，POPs在哺乳期母體和幼體之間存在選擇性轉移的現象[29]。

食物相暴露通常被認為是POPs生物富集的主要途徑，污染物可通過高營養級生物的捕食作用隨著營養級的增加而逐級積累[23]。作為處于海洋食物鏈中較高營養級的捕食者，海洋哺乳動物脂肪含量高、生命周期較長，體內細胞色素P450酶系對POPs代謝能力弱，其POPs累積在短時間內不會被清除，因此可反映周圍海域的污染程度[30]。一項對阿拉斯加到納維亞半島的海洋生物群(魚類和哺乳動物)體內傳統POPs的30年時間序列濃度分析表明，PCBs以及OCPs的大部分種類包括HCHs、六氯苯(HCBs)、DDTs和氯丹(CHLs)等均有檢出，其最早可追溯至20世紀70年代[6]。在所有的時間序列中，其體內總濃度水平呈現一定的下降趨勢，然其年度平均下降率不足5%，表明傳統POPs的環境穩定性和持久性對海洋生物仍是一個長期的威脅[6-7]。對于新型持久性有機污染物，其海洋生物富集數據相對較少(表1)[18,31-63]。一項對PFAS的最新研究發現，在2009—2010以及2018—2019年間，PFOS和替代品氯代多氟烷醚磺酸鹽(F-53B)和六氟環氧丙烷二聚體羧酸(HPFO-DA)在中國東海江豚(Neophocaenaasiaeorientalissunameri)的生物富集隨時間的推移呈現一定的上升趨勢，且F-53B富集濃度與PFOS富集濃度相當，其在海洋環境的生態風險應進一步引起重視[64]。

表1 海洋生物體內持久性有機污染物(POPs)濃度Table 1 Bioaccumulation level of persistent organic pollutants (POPs) in marine organisms

棲息地環境的污染水平、氣候等也極大程度決定了海洋生物POPs富集的分布趨勢[22,24]。低、中緯度地區是POPs的主要生產和使用區，其密集的污染源分布以及沿海港口的人為活動等導致了該地區周圍海域存在較高的POPs污染和富集總量[24]。由于全球溫度差異，低、中緯度地區的溫度相對較高，POPs易于從各種介質揮發到大氣中進行遠距離遷移至寒冷地區，導致了POPs可沿緯度躍遷沉降并累積在全球海洋生態系統中[3,65]。Bustnes等[66]對不同緯度海洋魚類體內POPs分析研究表明，其總濃度呈現由南至北下降的趨勢，而低氯代PCBs同系物的濃度占比隨著緯度的增加而增加，呈現一定的緯度分化現象。Vorkamp等[67]對挪威海岸的貽貝(Mytilusedulis)和大西洋鱈魚(Gadusmorhua)體內的CPs分析也同樣發現，SCCPs的脂肪濃度也隨著緯度的增加以及與污染源的距離增加而普遍下降。

其他環境因素如全球氣候變化對海洋理化性質(海洋酸化和溫度上升等)的改變在不同程度上也會影響POPs在海洋中的環境行為。海洋酸化可破壞有機物與金屬的絡合作用，影響POPs的生物降解過程，而溫度上升可改變POPs在水和顆粒物之間的相態分配，并進而影響其在海洋中的暴露水平[11,65]。海洋環境中新污染物微塑料作為POPs在海洋環境介質的重要載體之一，其在海洋環境中的廣泛分布對POPs生物富集的影響也不容忽視[68]。

目前研究表明，微塑料對POPs在海洋生物體內富集的貢獻相對較低，海洋哺乳動物從食物鏈中富集的POPs總量要遠超于微塑料中富集的POPs總量[69]。野外試驗也顯示，微塑料的攝入可能會增加污染物的生物清除率，這意味著微塑料的載體作用不太可能會增加POPs對海洋生物的暴露風險[70]。

2 POPs在海洋食物鏈/網的生物放大潛力(Trophic magnification potential of legacy and emerging POPs in the marine food web)

生物放大因子(BMF)和TMF是表征污染物生物放大的重要參數，兩者均描述污染物在捕食者和被捕食者之間的傳遞過程。其中，BMF僅考慮2個營養級之間捕食者和被捕食者的關系，而TMF可通過評估污染物在整個食物網中的傳遞，提供基于食物網結構整體性的生物放大定量依據。因此TMF被歐洲化學品管理局(ECHA)和化學品注冊、評估、授權和限制法規(REACH)納為評估化學品生物累積性和是否具有生物放大效應的最佳證據權重，以綜合性地反映污染物在食物鏈/網中的生物放大潛力[8]。

2.1 有機氯農藥

OCPs主要包括以苯為原料合成的HCHs、HCBs、DDTs和以環戊二烯為原料合成的CHLs、艾氏劑、狄氏劑和異狄氏劑等。雖然全球絕大多數國家和地區已禁止生產該類化合物，但OCPs的高親脂性和環境穩定性導致這類污染物可以長期累積在海洋生物體內[71]。對于絕大多數的HCHs、HCBs、CHLs和DDTs，其TMF與logKow呈一定的正相關關系[12]。Zhou等[31]對多種OCPs的TMF研究發現，除了o,p’-DDE的TMF<1，其他OCPs包括HCHs、CHLs和DDTs等均具有顯著的沿食物鏈放大潛力；其中，脂溶性較低(logKow=3.89)的HCHs及其同分異構體的TMF均低于DDTs和CHLs。Hop等[72]對巴倫支海邊緣冰區OCPs的食物鏈放大研究也發現，在浮游動物和魚類脂肪中HCHs、CHLs和p,p’-DDE的濃度沒有明顯差異，而在鞍背海豹(Phocagroenlandica)和環斑海豹(Phocahispida)脂肪中HCHs濃度最低，其TMF(1.6～8.1)也均低于其他OCPs。生物轉化是影響OCPs沿食物鏈放大的重要因素之一。在海洋生物中，DDTs可被生物轉化為DDDs和DDEs，該轉化能力隨著營養級的增加而增強[73]。其中，p,p’-DDE是p,p’-DDT主要的生物轉化產物，在海洋哺乳動物體內，其含量可達DDTs總濃度的95.7%[34]。因此，高營養級海洋生物對DDTs的生物轉化也成為其富集DDEs的主要來源之一[73-74]。

2.2 多環芳烴

PAHs是一類多環芳香烴化合物，按其物化性質可分為低分子量芳烴(2～3環)和高分子量芳烴(4～7環)。PAHs的logKow在3.3到6.8之間，隨著環數增加，其脂溶性增加，揮發性和穩定性降低，在沉積物和土壤中的半衰期為0.2～5.0 a。相關研究表明，PAHs在海洋環境中的食物鏈放大效應并不顯著。Wan等[75]對中國渤海灣中18種PAHs分析發現，logKow在3.5～6.5范圍內的PAHs在海洋食物鏈中的脂肪中的濃度隨著營養級增加而降低，呈現“營養級稀釋”效應。對東京灣和波斯灣食物網的研究也同樣發現PAHs不具有生物放大現象[76-77]。

其中，大分子量PAHs對細胞膜的滲透性下降以及生物體內普遍存在的細胞色素P450酶系對PAHs的生物轉化是影響其在海洋環境中沿食物鏈轉移的重要因素[76-78]。此外，最新研究發現，不同緯度海洋生物對PAHs的生物轉化差異可能會影響其生物放大效應，在低緯度熱帶海洋生態系統中3和4環PAHs具有顯著的營養級放大現象，其BAF和TMF與緯度呈一定的負相關關系[39]。

2.3 多氯聯苯和多溴聯苯醚

PCBs和PBDEs分別是一類多氯代芳烴類和多溴代聯苯類化合物，兩者的logKow范圍分別在4.0～8.0和5.9～10.0之間，logKOA分別為9.3～11.5和9.3～15.3，并隨著氯/溴化程度增加而增加[79]。一項對全球生態系統中PCBs的研究表明，PCBs的生物放大效應具有普適性，在南北極、太平洋、大西洋和印度洋海域中，均發現PCBs同系物(PCB-28、PCB-52、PCB-101、PCB-118、PCB-138、PCB-153和PCB-180)可沿食物鏈傳遞并在高營養級海洋生物中長期累積，其TMF與logKow在一定范圍內(logKow：5.8～7.0)呈現顯著的正相關關系[80-81]。而對于logKow不在該范圍的PCBs，生物的呼吸代謝、生物轉化以及生物可利用度降低等均會影響其在生物體內的富集[82-83]。García-Alvarez等[35]對西班牙加那利群島寬吻海豚(Tursiopstruncatus)脂肪組織中PCBs含量分析，發現高氯代的PCBs(PCB-180、PCB-153和PCB-138等)是其主要的富集類型，占其總量的86%。該規律與高度城市化地區如墨西哥灣和偏遠地區如大西洋中寬吻海豚的體內分布趨勢相似[84-85]。而對于氯化程度較低以及部分logKow>7.0的PCBs，其在海洋生物如魚類和哺乳動物體內更傾向于被生物轉化和清除。Buckman等[82]對PCBs生物轉化效率的研究發現，其在魚體內的半衰期主要取決于不同氯原子的取代方式。PCBs氯代方式主要分為5類，第1類在同一苯環上沒有鄰接的氫原子包括PCB-153、PCB-146、PCB-183、PCB-191、PCB-128和PCB-178等，第2類僅在正位和元位上有鄰位氫原子且具有2個及以上的正位氯原子，第3類與第2類相似但僅具有1個或0個正位氯原子，第4類在元位和對位上有鄰接的氫原子以及2個或更少的正位氯原子，第5類與第4類相似但具有3個及以上的正位氯原子[86-87]。其中，第1類幾乎不被生物轉化，第2類和第3類可能會參與由CYP1A介導的生物轉化，然該過程尚未得到證實。而第4類(PCB-41、PCB-42、PCB-83、PCB-91和PCB-110等)和第5類(PCB-45、PCB-95、PCB-132、PCB-136、PCB-149和PCB-176等)為主要參與由CYP450酶系介導的生物轉化的PCBs同系物[88]。Hoekstra等[89]對弓頭鯨(Balaenamysticetus)肝臟和鯨脂中PCBs分析顯示，相比于第1、2、5類PCBs，第3類和第4類的生物富集較低，表明該類化合物可能參與了由CYP2B介導的生物轉化[90]。在其他海洋鯨類動物中也發現了同樣的富集模式，該模式可能進一步影響PCBs在海洋食物鏈的放大效應。

同樣作為一類高親脂性的有機污染物，PBDEs在海洋環境中具有較為顯著的生物放大潛力，且其TMF與logKow呈現一定的正相關關系。研究表明，在不同海域(地中海、南北極、巴西沿海等)哺乳動物如鯨類、北極熊(Ursusmaritimus)和海豚脂肪組織中，BDE-47、BDE-99、BDE-100和BDE-153為主要檢出物，其中五溴聯苯醚BDE-47的檢出率和濃度占比最高[48,91-92]。Dorneles等[93]對遠離污染源的大西洋西南海域(河口、大陸架和遠海)鯨類肝臟中的PBDEs分析也同樣發現，四溴、五溴和六溴聯苯醚濃度占其總量的80%以上。通過線性回歸模型對8種不同溴化程度的PBDEs(BDE-17、BDE-28、BDE-47、BDE-49、BDE-85、BDE-99、BDE-100和BDE-153)在食物鏈生物放大的分析發現，其TMF值均>1，且低溴化PBDEs(BDE-17、BDE-28和BDE-47)的TMF值隨著溴化程度增加而增加，BDE-47的TMF值最高，其次分別為BDE-100、BDE-85和BDE-99[94]。造成該現象的原因主要包括，一方面，高溴化PBDEs的“超疏水性”可能導致其在生物體內的吸收和同化效率下降[95]。另一方面，對PBDEs的污染來源分析表明，雖然PBDEs有209種同系物，但商品化PBDEs的種類有限，主要包括五溴、八溴和十溴聯苯醚3個大類。其中，五溴聯苯醚是商品化PBDEs的主要成分之一，該類PBDEs的大量使用導致了其在海洋生物體內的高富集量[96]。此外，PBDEs的生物脫溴作用也可影響高溴化PBDEs在海洋高營養級生物體內的累積[96]。對東京灣和渤海沿海食物鏈中PBDEs同系物比例的研究發現，BDE-209、BDE-99和BDE-153在蝦、蟹和魚類等體內可被生物代謝為BDE-47和BDE-154，并可通過食物鏈傳遞至高營養級生物體內[97-98]。

2.4 氯化石蠟

氯化石蠟是石蠟烴的氯化衍生物，根據鏈長可分為短鏈氯化石蠟(C10～13-SCCPs)、中長鏈氯化石蠟(C14～17-MCCPs)、長鏈氯化石蠟(C18～20-LCCPs)以及碳鏈>20的長鏈氯化石蠟(C>20-LCCPs)等。在一定氯含量范圍內(55%～70%)，其logKow隨著鏈長的增加而增加，C10～13-SCCPs、C14～17-MCCPs、C18～20-LCCPs和C>20-LCCPs的logKow范圍分別為4.7～6.9、5.5～8.2、7.3～7.6和7.5～12.8[99]。在海洋環境中，SCCPs和MCCPs是2類主要的檢出物質[99]。Zeng等[57]對中國南海中江豚和印度駝背海豚(Sousachinensis)脂肪組織的SCCPs和MCCPs含量分析發現，脂肪中MCCPs的濃度比SCCPs高，其中，C14-MCCP為主要MCCPs檢出物，占總濃度的40%以上。此外，SCCPs和MCCPs較高的logKOA和較長的半衰期使其具有長距離遷移的能力[100-101]。Li等[101]在南極地區采集的生物樣品中均發現了SCCPs的存在，其較強的生物富集和放大潛力可能對該海域生物造成一定的生態風險。最新研究發現，在格陵蘭島、冰島和瑞典等地區的海洋野生動物體內首次檢測到高濃度的LCCPs，占總CPs含量的52%，證實了LCCPs同樣具有長距離遷移和富集潛力[58]。相比于MCCPs，SCCPs的生物富集和放大效應更為顯著[57]。研究表明，SCCPs的碳鏈長度和氯化程度是影響其沿食物鏈放大的重要因素之一[102]。CPs的TMF與logKow呈顯著的正相關關系[52]。作為一類新型持久性有機污染物，CPs的TMF(1.5～5.7)略低于PBDEs(2.6～7.3)[103]和PCBs(3.4～12.3)[104]，然而其長期環境釋放的危害不容忽視，未來仍需加強對該類化合物在海洋環境的生物累積和毒性效應等研究。

2.5 全/多氟烷基化合物

PFAS是一類由人工合成的高度氟化脂肪族化合物，主要包括全氟磺酸類(PFSAs)和PFCAs，以及其前體和替代物。PFAS具有較高的腸道吸收效率，因此食物相暴露是其生物富集的主要途徑[105]。與其他親脂類POPs不同，該類化合物對蛋白具有很高的親和力，其體內濃度與蛋白含量呈正相關，并易于富集在血液、肝臟和腎臟中[106]。對PFASs的吸收代謝動力學研究發現，基于蛋白歸一化濃度更能準確地反映其生物富集，其生物放大相關參數也應表征為蛋白-水分配系數(logKPW)和蛋白-空氣分配系數(logKPA)[107]。在海洋食物鏈中，相同氟化鏈長的PFSAs比PFCAs具有更高的生物富集潛力。對北極環斑海豹取樣分析表明，PFOS的檢出濃度最高，而PFOA在極地生物中富集量普遍較低[108-110]。通過模型對PFAS在魚體的吸收、消除速率以及BCF的研究發現，在血液和肝臟中，相比于PFOS和長鏈的PFCAs，PFOA吸收速率低，生物消除速率較高，進而導致其生物富集和放大潛力相對較低[106]。

與此同時，PFOS前體化合物的生物轉化可能成為其在海洋生物中富集的貢獻源之一[111]。對北極海洋食物鏈2種PFOS的前體化合物分析表明，N-乙基全氟辛烷磺酰胺(N-EtPFOSA)和全氟辛烷磺酰胺酸(PFOSA)在白海豚(Lagenorhynchusalbirostris)和鼠海豚(Phocoenaphocoena)的體內濃度均高于浮游植物和甲殼類，表明哺乳動物具有更高的PFOS轉化來源[111]。此外，不同哺乳動物對PFOS前體化合物的生物轉化能力不同，對各類哺乳動物肝臟中PFOS與PFOSA的濃度比值分析顯示，北極熊的轉化效率最高，其次分別為斑海豹(Phocalargha)、環斑海豹等[112]。

對于PFCAs，大量研究表明，僅有長鏈(C9～C12) PFCAs在海洋食物網中具有一定的沿食物鏈放大效應[113]。Butt等[109]對加拿大境內的北極地區不同海域中環斑海豹肝臟中的PFAS分析發現，全氟壬酸(PFNA)、全氟癸酸(PFDA)和全氟十一烷酸(PFUnDA)為主要PFCAs檢出物。該檢出模式與東格陵蘭極地地區的北極熊和虎鯨(Orcinusorca)中相似[114]。Rayne和Forest[115]對PFCAs在海洋食物鏈生物放大的研究表明，部分全氟羧酸(C7～C14PFCAs)的TMFPW>1，且隨著KPW和KPA(KPW：102～104；KPA：104～106)的增加而增加，對于不在此范圍的PFCAs，其吸收速率、同化效率以及生物可利用度的降低等可影響其在海洋生物體內的累積。

隨著PFOS和PFOA被《斯德哥爾摩公約》列為持久性有機污染物，其生產和使用的禁止和限制促進了一系列替代品的研發和投入使用。其中，全氟烷醚磺酸(PFESAs)和全氟烷醚羧酸(PFECAs)是當下在海洋生態系統中被廣泛檢出的2類替代品，其潛在的生態環境危害備受關注。在海洋環境中，氯代多氟烷醚磺酸鹽(F-53B)和六氟環氧丙烷二聚體羧酸(HPFO-DA)及其同系物六氟環氧丙烷三聚體羧酸(HPFO-TA)、六氟環氧丙烷四聚體羧酸(HFPO-TeA)等是目前報道較多的化合物。作為PFOS的替代品，F-53B的生物富集潛力和毒性均不容忽視。Liu等[116]對中國渤海食物網研究發現，F-53B具有顯著的生物富集和沿食物鏈生物放大效應，其TMF(3.4～4.3)與PFOS(3.8～3.9)相當。與此同時，PFOA的替代品及其同系物包括HFPO-TA、HFPO-TeA、全氟-3,5,7,9,11-五氧雜十二烷酸(PFO5DoDA)和7-氫-全氟-4-甲基-3,6-二氧辛烷磺酸(H-PFMO2OSA)在我國東北的小清河河口食物網中均呈現顯著的沿食物鏈放大效應，其TMF與全氟碳鏈長度和醚氧基數量呈一定的正相關關系[117]。以上研究表明，相比于傳統PFOS和PFOA，新型全氟和多氟烷醚類化合物的生物累積性并未得到有效的改善，并可能成為當前海洋環境健康領域需面對的新問題。

3 總結和展望(Summary and prospect)

海洋生態系統受納了大量來自大陸、河流等排入的污染物質。POPs作為一類可在環境中持久性存在，并可長距離遷移的有機污染物，其在海洋環境中的長期賦存和生態危害是當前海洋環境保護的核心問題之一。隨著工業發展和合成化學品物質的不斷涌現，新型持久性有機污染物在海洋環境被廣泛檢出。然而對其環境持久性和生物累積性的認知仍較為缺乏。本文重點綜述POPs在海洋環境中的生物富集、沿食物鏈放大潛力以及相關的影響因素，針對現有的研究提出以下幾點總結和展望：(1)傳統POPs在海洋環境中的生物累積和生態危害仍需進行長期的跟蹤和評估；(2)新型持久性有機污染物在海洋環境中富集和放大的研究數據較為缺乏，對該類污染物的生物累積性尚未形成明確的認知；(3)POPs在全球不同海域食物鏈/網的生物累積特征和差異仍需重點關注；(4)全球氣候變化以及其他因素對POPs生物累積的綜合性影響不容忽視，在該方面的研究仍需加強。