室內環境中全（多）氟烷基化合物的分布特征和暴露風險

趙洪艷，王斌,2*

1. 貴州大學資源與環境工程學院喀斯特地質資源與環境教育部重點實驗室，貴州 貴陽 550025；2. 貴州喀斯特環境生態系統教育部野外科學觀測研究站，貴州 貴陽 550025

全（多）氟烷基化合物（Per- and polyfluoroalkyl substances，PFAS）是一類人工合成、分子結構被高度氟化的脂肪族化合物（Buck et al.，2011）。PFAS包含的物質種類數量眾多，目前大約有7 000 多種，包括全氟烷基磺酸類（PFSAs）、全氟烷基羧酸類（PFCAs）、全氟烷基磺酰胺類（FOSAs）、氟調醇（FTOHs）、六氟環氧丙烷（HFPO）、二聚酸及其銨鹽（稱為GenX 化學品），以及數千種其他化合物，并且還在不斷的增加中（郝薛文等，2015；De Silva et al.，2021；Savvaides et al.，2021）。PFAS 具有疏水疏油特性以及良好的表面活性，被廣泛應用于各種民用和商用領域，包括紡織業、皮革家具、地板、不粘鍋炊具、油脂性食品包裝紙等消費品的防污涂層（Winkens et al.，2018；Wu et al.，2020；Zheng et al.，2020；Cahuas et al.，2022；Xia et al.，2022）；電鍍行業、電子產品和護理性產品，比如用作鍍鉻的鉻霧抑制劑（Du et al.，2016；Bao et al.，2019；Zhang et al.，2020；Whitehead et al.，2021）；機場、軍事基地、消防站等特殊場所用于撲滅高度易燃火災的水性成膜泡沫（AFFFs）滅火器（Hall et al.，2020）。自19 世紀50 年代投入生產使用以來，PFAS從工業原料和產品以及消費品中被釋放到環境中，然而PFAS 的碳氟鍵非常堅固，使得其具有很強的熱穩定性和化學穩定性，一旦被釋放，在自然環境中難以降解（史亞利等，2014）。目前PFAS 已在土壤、地表水、地下水、空氣等各種環境介質和人類、野生動物等生物介質中普遍檢出（Nguyen et al.，2017；Washington et al.，2019；Lin et al.，2020；De Silva et al.，2021）。PFAS 不僅具有環境持久性和遠距離環境傳輸能力，還有生物蓄積性和潛在毒性，對人類生殖、發育、肝腎、內分泌和免疫等存在潛在不利影響。（Liew et al.，2018；Bassler et al.，2019；Ding et al.，2020；Antoniou et al.，2022；Jane et al.，2022；Rock et al.，2023）。

目前雖沒有直接證據表明短期內對PFAS 的低濃度暴露會對人體造成明顯的危害，但是大部分進入人體的PFAS 半衰期長而不易降解（Fenton et al.，2021），人體中PFAS 的生物利用性又是未知的，無法精確評估其體內的PFAS 存在持續性和對人類機體的危害（Zhu et al.，2023）。尤其是兒童、孕婦等低免疫力群體，PFAS 對其健康影響引起了人們廣泛關注。研究發現妊娠期間孕婦長期暴露于PFAS環境中，會影響新生兒的身高體重等生理發育指標（Kaiser et al.，2023）?，F有的研究表明，PFAS 暴露途徑主要為食物、飲用水、室內空氣和灰塵等（Domingo et al.，2017，2019；Deluca et al.，2022）。據統計，人類平均90% 以上時間都是在室內度過的，因而對人類而言室內環境中的空氣和灰塵是其暴露于PFAS 的不可忽視的重要途徑。尤其是嬰兒特有的爬行行為以及常見的手口行為，更增加了其通過灰塵攝入PFAS 的暴露風險（Balk et al.，2019）。因而，人體通過室內環境對PFAS 的暴露風險仍需進一步探索。

室內環境中PFAS 暴露來源多樣，如家具建材、墻壁油漆涂料、地毯、護理品、食品包裝袋、服裝、電子產品，這些含PFAS 用品使得人們不可避免地通過多種途徑接觸到PFAS（Savvaides et al.，2021）。PFAS 不僅可以通過消費品本身釋放到空氣中，再通過空氣轉移到灰塵內，還可能通過皮膚接觸直接吸收（Ragnarsdottir et al.，2022）。盡管現在大多數國家已經對某些PFAS 進行了禁止生產管制，如全氟辛烷磺酸（PFOS）、全氟辛酸（PFOA）、全氟己烷磺酸（PFHxS）分別于2009、2019 和2022 年被相繼列入《斯德哥爾摩公約》附件中，但眾多短鏈PFAS 和新型替代品被投入生產，與長鏈相比，短鏈對顆粒的親和力更強（Yao et al.，2016），增加了其暴露風險。目前已在很多室內環境調查中發現了多種PFAS，如PFCAs、PFSAs、多氟烷基磷酸酯（PAPs）和FTOHs 等（夏慧等，2016；Yao et al.，2018；De La Torre et al.，2019；Hall et al.，2020），并發現了這些PFAS 的相關來源證據。在加利福尼亞州各地的兒童保育機構室內灰塵中的全氟丁烷磺酸（PFBS）水平（8.37—386 ng·g-1）與成對地毯樣品中的（5.13—884 ng·g-1）呈正相關（Zheng et al.，2020）。大多數化妝品和護理產品可能含有PFCAs、diPAPs 和PFSAs（Fujii et al.，2013）。PAPs、FTOHs、PFCAs 和PFSAs 因其防水和疏油性能常被用于食品包裝，美國和中國的食品包裝紙中廣泛檢測出FTOHs，而在禁止PFAS 用于食品包裝材料的丹麥則未在食品包裝中檢出PFAS（Yuan et al.，2016）。北美校服中含有大量全氟烷基酸（PFAA）前體物，兒童通過皮膚接觸校服對PFAS 的潛在中位暴露量為1.03 ng·kg-1·d-1（Xia et al.，2022）。電子產品的電線涂層也是含氟來源，從中國居民區灰塵中發現了用于金屬電鍍和電子產品的PFOS 替代物GenX，如6:2 Cl-PFESA 和8:2 Cl-PFESA（Zhang et al.，2020）。

綜上，室內環境中的PFAS 暴露類型和濃度影響因素眾多、暴露途徑不同、不同群體暴露風險各異以及外暴露風險評估模型不一，因此為更好了解室內環境中PFAS 的分布特征和暴露風險，分析了室內環境中PFAS 的分布特征，探討了不同人群在室內環境中的暴露風險及其生物有效性。

1 室內環境中PFAS 的來源和分布特征

1.1 室內環境中PFAS 來源

室內環境中的各種含PFAS 消費品可將其中的PFAS 釋放到空氣或灰塵顆粒中，不同室內環境因所含消費品不同，所檢測到的PFAS 類型和濃度也各有差異。根據當前研究現狀，本文分析了地毯、化妝品、食品包裝、家具、室內建筑材料和電子產品等來源對室內環境中PFAS 分布的影響。表1 為文獻中不同室內來源PFAS 濃度和組成特征。

地毯常被用于各種室內環境中，通常會添加PFAS 而使其具有防水耐污性能，并且其加工工藝、清洗程序和極強的捕捉灰塵的能力都可能導致其成為釋放和貯存PFAS 的源和匯。地毯以及地毯周圍的環境空間內常常檢出PFAS。地毯和對應的灰塵中的PFAS 類型和濃度通常具有很強的相關性，但是在不同國家和不同的室內空間，因工業水平、人群經濟地位和裝修習慣等具有特異性，導致地毯對室內環境中PFAS 的貢獻類型和濃度往往存在差異（Beesoon et al.，2012；Liu et al.，2015；Wu et al.，2020；Zheng et al.，2020）。

手工制作、未經處理過的地毯與經過處理的相比PFAS 水平相對較低（Beesoon et al.，2012；Shoeib et al.，2016；Savvaides et al.，2021），地毯中的PFAS主要為PFSAs、PFCAs、FTOHs、氟調磺酸（FTSAs）等幾類。兒童由于低身高更容易與地毯接觸，再加上爬行行為，對于地毯中的PFAS 較成人有更高的暴露風險，Wu et al.（2020）測量了美國加州18 個兒童保育中心的成對地毯和灰塵樣本中的PFAS 濃度，包括FTOHs、FTSAs 在內的幾乎全部目標PFAS皆被檢測到，總濃度為32.20—8 500 ng·g-1，且地毯與灰塵中的PFAS 之間的相關性很強，表明地毯可能是室內環境中的源和匯之一。Zheng et al.（2020）在相近的時間內同樣采集了美國西雅圖7 個兒童保育室中的成對灰塵和地毯樣品，超過一半的目標化合物在90%的地毯樣品中被檢測到，PFAS 總濃度在1.60—600 ng·g-1之間，占比最大的為FTOHs 和FOSA/FOSEs 等中性PFAS，同灰塵中的組成和濃度相似，但是新舊地毯之間在統計學上沒有差異，說明PFAS 可能是自帶的而并非來自室內空氣，是源不一定是匯。同樣地，在加拿大一戶家庭的血清中發現了高濃度的PFHxS，檢測到PFHxS 在其室內的地毯和灰塵中同樣占高主導（Beesoon et al.，2012）。

此外，存在于地毯防污劑和地板蠟中的FTOHs，也可釋放到灰塵和空氣中（Dinglasan-Panlilio et al.，2006；Winkens et al.，2018）。當兒童和寵物長時間在地毯上玩耍時，地毯上的PFAS 防污處理會被磨損掉，很多地毯清潔保護產品都含有防污劑，清潔產品的使用可以進一步增加人體對PFAS 的暴露。研究發現，地板表面清潔頻率與灰塵中的全氟十三酸（PFTrDA）呈正相關（Haug et al.，2011）。在埃及等使用地毯較少的國家，家庭室內的PFAS 含量較低（Shoeib et al.，2016），而在歐洲、美國等發達國家裝有地毯的室內灰塵中PFAS 濃度較高，尤其是PFOS 和PFOA（Tian et al.，2016；De La Torre et al.，2019；Hall et al.，2020）。

化妝品也是室內環境中PFAS 暴露來源之一。PFAS 因其持久性、疏水性和良好的成膜能力等特性常被添加到化妝品中，以提高其持久度、耐用性和延展性（Whitehead et al.，2021）。由于使用人群限制，因此相關研究更多集中于對女性的暴露風險，主要通過皮膚接觸暴露。女性常用的粉底、睫毛膏、防曬霜和唇膏等化妝品中，通常含有包括PFCAs、PFSAs 和PAPs 等PFAS（Fujii et al.，2013；Schultes et al.，2018；Whitehead et al.，2021）。在Thepaut et al.（2021）的一項報告中，檢測到血清中PFTrDA、6:2 diPAP、PFBS 和全氟庚烷磺酸（PFDS）與女性使用防曬霜之間存在正相關關系，許多PFAS 與女性使用唇彩和潤唇膏顯示出正相關，例如PFHxS、PFOA 和全氟壬酸（PFNA），并且隨著使用量的增加，具有更強的關聯性，胭脂和粉類與6:2 diPAP 呈正相關。雖然目前的研究并沒有過多的證據表明皮膚接觸是人體暴露于PFAS 的主要途徑，但是化妝品長期與皮膚過度接觸是否有危害，對人體攝入PFAS 的潛在貢獻，值得人們重新審視，進一步去探索研究。此外，化妝品中的PFAS 也會釋放到環境中，通過空氣和灰塵等途徑進入人體。

包括一次性食品包裝在內的食品包裝因其便利性在生活中使用廣泛，尤其隨著外賣興起導致其用量大幅增加，其中的PFAS 暴露風險也引起了人們的關注。當PFAS 用于食品包裝的涂層時，全氟尾部疏水基向外定向，從而提供防水防油性。PAPs、FTOHs、PFCAs 和PFSAs 常在食品包裝袋中被檢測到，食品包裝中的PFAS 類型和濃度因國家標準和制造商而異（Yuan et al.，2016；Zabaleta et al.，2017；Glenn et al.，2021）。在監管下，許多長鏈PFAS 的逐步淘汰使得其在食品包裝中的類型有所減少，盡管短鏈的半衰期較短，毒性較弱，但食物在與包裝袋的長期接觸中，PFAS 很可能會從包裝袋中轉移到食品中，所造成的健康風險值得擔憂（Monge Brenes et al.，2019；Susmann et al.，2019）。據報道，用于食品接觸的包裝袋中檢測到PFAS 的頻率和濃度往往大于非食品性用途包裝（Schaider et al.，2017）。Yuan et al.（2016）通過對94 種食品接觸材料中的FTOHs 進行了研究，首次檢測出了4 種長鏈C14-20 FTOHs（12:2 FTOH、14:2 FTOH、16:2 FTOH、18:2 FTOH），發現FTOHs 可以從紙碗遷移到水中，遷移效率隨碳鏈增長而降低，表明短鏈PFAS 在水中的流動性高于長鏈。Susmann et al.（2019）調查了抽樣人群血清中的PFAS 水平和其飲食的相關性，統計學結果表明，食用爆米花與血清中PFOA、PFNA、PFDA 和PFOS 水平顯著升高相關，而血清PFAS 和在家吃的食物之間呈負相關，說明PFAS 可能會從爆米花包裝袋遷移到食物中，從而導致人體血清中PFAS 升高。在美國和歐洲的餐館和咖啡廳等室內環境的灰塵中也普遍檢測到了PFCAs，來源大多為店內的一次性食品包裝袋（Zafeiraki et al.，2014；Schaider et al.，2017；Besis et al.，2019）。因此，食品包裝不僅可以直接導致人體對PFAS 的暴露，還可遷移到灰塵等其他介質中，通過其他途徑增加人體對PFAS 的暴露。

家具、室內建筑材料和電子產品也是室內PFAS 來源，家具加工清洗工藝、裝修風格、材料種類和電子產品用量都是影響室內PFAS 分布的因素。經過防水和防污涂料處理的家具可能含有PFAS，如皮質沙發、不粘鍋炊具等。研究發現從挪威家庭沙發上收集的灰塵主要由PFOA、全氟己酸（PFHxA）和全氟丁酸（PFBA）組成，使用舊家具的房間收集的灰塵中PFAS 含量要高于使用新家具的房間，可能是由于PFAS 逐步淘汰所產生的影響（Huber et al.，2011；Young et al.，2021）。Sinclair et al.（2007）發現不粘鍋炊具中存在PFOA 和FTOHs，但是其在烹飪時的釋放跟鍋具品牌有關，可能是由于制造商所用工藝不同使得其中的PFAS 黏附穩定性不同。但是，目前并沒有證據表明PFAS 是否會從炊具大量轉移到食物中。

在室內環境中檢測到的PFAS 也與各種建筑材料關系密切，如經過特殊處理的地板、墻面油漆涂料等。使用塑料地板材料的房間灰塵中檢測到的PFOS 水平高于使用木材地板材料的房間（Winkens et al.，2018）。一項研究報道，商業涂料樣品中檢測到diPAPs 和FTOHs，根據模型評估暴露量，發現一種商用涂料中6:2 FTOH 超出了兒童和成人的選擇參考劑量5 μg·kg-1·d-1（該參考劑量是根據雄性大鼠5 000 μg·kg-1·d-1的參考慢性劑量，安全系數為1 000，以考慮大鼠和人類之間的生理差異得出的）（Cahuas et al.，2022），因而該途徑對PFAS 的暴露也不可忽視。此外，含有大量電子產品的室內灰塵中通常檢測出較高的PFSAs 和PFCAs，這些PFAS可能來自電子線材的涂層。在中國的一個電子垃圾拆解區灰塵中檢測到了PFAS 前體物，研究也已證實PFAS 在電子、光電子和半導體行業的廢水中的存在（Besis et al.，2019；Garg et al.，2020；Zhang et al.，2020）。

1.2 室內環境中PFAS 分布特征

室內環境中的PFAS 可從不同途徑釋放和遷移到灰塵和空氣等介質中，人類可能通過攝入、吸入和皮膚接觸其中的相關污染物，可通過調查室內環境介質中PFAS 的水平評估人類對PFAS 的暴露程度。世界范圍內許多研究已經報告了室內介質中的PFAS 污染，在不同地區的研究中呈現出不同的分布特征（Tian et al.，2016；Yao et al.，2018；De La Torre et al.，2019；Deluca et al.，2022）。

不同研究選擇的PFAS 目標化合物具有差異，檢測出來的類型、濃度水平也隨著地區和室內空氣的不同而各具特點。Yao et al.（2018）研制了一種新型的可同時采集室內空氣中中性和離子型PFAS 的固相萃取柱采樣器，通過對中國天津不同室內環境中的空氣采樣檢測分析，發現在中性PFAS 中，在酒店和家庭中FTOHs 比FOSE/FOSAs 更容易檢測到。無論在酒店還是家庭室內空氣中，PFOS 都是濃度最高的PFAS。并且發現在室外檢測不到PFHxS，卻在酒店和家庭室內檢出，表明其有特定的室內來源。一項關于挪威家庭的研究中檢測出8:2 FTOH 是其室內空氣中最顯著的化合物，可能是其常作為地板和家具的清潔劑中的表面活性劑，被頻繁使用從而散發到空氣中所致（Haug et al.，2011）。Cahuas et al.（2022）通過實驗也證明了油漆中揮發性的6:2 FTOH 會揮發到室內環境中。在地板打蠟過程中PFAS 也會釋放附載到空氣中的PM2.0上，對于5 個目標化合物，全氟-2-甲氧基乙酸、PFBA、PFHxA、全氟庚酸（PFHpA）和PFOS，吸入性職業暴露范圍為9.42—23.20 pg·kg-1·h-1（Zhou et al.，2022）。

灰塵是室內環境中大多數PFAS 的匯，灰塵采樣較空氣采樣更簡單便利而更受歡迎，目前大多數研究都是采用檢測灰塵中的PFAS 濃度水平來評估人體暴露程度。以往的研究表明，血清和室內灰塵中的PFAS 濃度因地理位置的不同而不同，如北美室內環境中PFAS 的濃度高于世界其他地區，城市高于農村（Jian et al.，2018；Deluca et al.，2022）。PFCAs 和PFSAs 一直是室內灰塵中的常見物質，近年來逐漸新增短鏈PFAS、各種前體物質和新型替代品，表明隨著長鏈PFAS 使用的限制，室內環境中的PFAS 類型逐漸發生轉變（Yao et al.，2018；Zhang et al.，2020；Wang et al.，2022）。Xu et al.（2021）在中國廣州收集的家庭室內灰塵中，研究對象住宅中可檢測到的PFAS 總濃度范圍為4.70—431 ng·g-1（中位數：53 ng·g-1），PFBS 占49%，其次是PFOA（13%）、PFOS（12%）、6:2 diPAP（9%）、6:2 Cl-PFESA（3%）。其中PFBS 濃度占比超過傳統PFOS 和PFOA 的原因可能是由于它的半衰期較短而被廣泛使用，生物蓄積性也比PFOS 更差，所以呈現出代替PFOS 的趨勢（Olsen et al.，2009；Qi et al.，2018；Xu et al.，2021）。加拿大消防站的灰塵樣本檢測出6:2 FTOH 的中位濃度最高，PFAS 前體物濃度高于傳統PFAS，但在PFAAs 中，PFOS 含量仍然最高，可能與消防員使用或儲存AFFFs 有關（Hall et al.，2020）。Zhang et al.（2020）發現服裝廠工人公寓內灰塵中氯代多醚磺酸（Cl-PFESAs）濃度顯著高于研究中的城區和電子廢物區灰塵，表明工人在廠區廣泛接觸到的Cl-PFESAs，導致室內環境也受到影響，增加了暴露風險。在DeLuca et al.（2022）的綜述評價中通過納入的文獻數據分析發現在室內灰塵中的4 種PFAS（PFOS、PFNA、PFOA、PFHxS）中，PFHxS 的血清濃度水平最高，其次是PFOA。室內灰塵中普遍檢測到PFAS 豐富的類型和較高的含量說明人體廣泛暴露于PFAS，需要進一步研究人體的內暴露水平，但是考慮到體內研究實行的難度，需要建立人體暴露于室內環境介質中PFAS 的生物有效性模型。以期通過外暴露更加精確評估PFAS 內暴露水平，進而科學評估其暴露風險，為PFAS 的有效管理提供理論依據。

2 PFAS 的暴露特征

2.1 人體對PFAS 的暴露途徑

PFAS 在人體內的半衰期隨鏈長而增加，從短鏈的幾天到長鏈的可能達到幾年，這取決于PFAS進入人體后與肝腎等臟器復雜的相互作用，PFAS的辛醇-水分配系數也會影響其在人體中的吸收（Li et al.，2018；Nilsson et al.，2022；Ragnarsdottir et al.，2022）。人體暴露于PFAS 的途徑是多樣的，調查發現人體主要的暴露途徑是飲食和水，其次是室內灰塵和空氣，皮膚吸收也被認為是人類暴露的可能途徑，但是相關研究數據較少。人類平均90% 以上時間都是在室內度過的,因而對人類而言室內環境中的空氣和灰塵是其暴露于PFAS 不可忽視的重要途徑（趙洋洋等，2015；Balk et al.，2019；Poothong et al.，2020）。室內灰塵對PFAS 的暴露可通過攝入、吸入和皮膚接觸發生，然而，偶然攝入沉降塵埃是主要的暴露途徑（De La Torre et al.，2019）。

口服攝入是人類接觸PFAS 最主要的途徑，包括飲用水、膳食和灰塵。對于成年人，攝入灰塵相比其他口服途徑對PFAS 暴露量占比較低，但是對兒童來說，其爬行行為和手口行為增加了他們通過攝入灰塵途徑暴露于PFAS 的風險。Egeghy et al.（2011）的一項對PFOS 的研究中，2 歲兒童通過食物和灰塵攝入對PFAS 暴露的相對貢獻差不多，分別為42%和36%。在Juhasz et al.（2023）研究中，2 歲兒童在室內環境中通過灰塵攝入對PFAS 的暴露值為0.23—5.4 ng·kg-1·d-1。然而，當考慮到“最壞情況”的前體轉化時，日攝入量的計算值比EFSA的每周可耐受值高 4.1—187 倍（相當于 0.63 ng·kg-1·d-1）。因此保持室內潔凈，避免兒童過多接觸灰塵可以有效減少兒童對PFAS 的暴露風險。

人體通過呼吸對PFAS 的暴露主要通過吸入空氣（包括氣相和顆粒相）和灰塵，室內環境中的PFAS 濃度大大超過室外，因此室內空氣和灰塵是吸入暴露的主要途徑（Harrad et al.，2010）。PFAS被廣泛應用于室內產品中，例如地毯和家具的防污涂層，這使得PFAS 在室內環境中普遍存在。除了產品本身，PFAS 還會從產品逸散到空氣中，從而附載到顆粒物中（De Silva et al.，2021）。PFAS 物理化學性質多樣，作為一種半揮發性有機化合物，其傾向于在氣相、懸浮顆粒、灰塵和室內表面（包括皮膚和衣服）之間的分配，取決于它們的辛醇-空氣分配系數（Weschler et al.，2008）。相對易揮發的中性PFAS（如FTOH）主要存在于室內的氣相中，離子型PFAS（如PFOA 和PFOS）則在灰塵中含量更高。Morales-Mcdevitt et al.（2021）發現室內空氣中中性PFAS，如FTOHs，是人體通過空氣對PFAS 暴露的主要因素。研究發現顆粒物中PFAS 的濃度很高，可達到μg·g-1的水平（Eriksson et al.，2015；Lankova et al.，2015；Winkens et al.，2018）。呼吸吸入PFAS 是僅次于食物攝入PFAS 的第二大暴露途徑，但是目前對呼吸吸入PFAS 量的估計精確性較弱，僅僅將空氣或灰塵樣品中PFAS 濃度直接通過評估公式計算其暴露量，而忽略其生物可利用性和生物有效性。除此之外，單個研究采樣也很難適用于一般人群（Zheng et al.，2020）。

此外，人體還可直接接觸含有PFAS 的消費品而通過皮膚接觸暴露于PFAS，如接觸地毯、紡織品、不粘鍋和個人護理產品等，但是關于這一暴露途徑的研究數據十分有限（Ragnarsdottir et al.，2022）。目前，人們對PFAS 的皮膚吸收了解甚少，主要受研究過程困難所限。在Fasano et al.（2005）的一項研究中，PFAS 的皮膚吸收率僅為0.048%，對于PFOS 和PFOA，在Trudel et al.（2008）的報告中，也說明皮膚接觸對人群的吸收率貢獻很小。真皮吸收依賴于PFAS 的電離狀態，如PFOA 有可能通過人體皮膚獲得顯著的真皮吸收。然而，當通過實際環境暴露時，PFOA 可能以電離形式存在，導致皮膚吸收低（Franko et al.，2012）。通過其他PFAS 和PFOA 的相似性，以及其在環境介質中的相對含量，可以預期這些化合物的皮膚暴露可能也很低。

為了加深對PFAS 暴露的認識，科學家開展了不同介質中PFAS 優勢暴露途徑的研究。Poothong et al.（2020）評估了人群通過膳食攝入、空氣和灰塵吸入和皮膚吸收的相對暴露，發現飲食是參與者對PFAS 的主要暴露途徑。然而，對不同人群來說主要暴露途徑的貢獻也存在差異。該研究中大多數人通過飲食對PFAS 暴露的貢獻最大，在中位水平上，PFAAs 通過膳食攝入量占總攝入量的91%。而對一些人來說，一種或多種化合物的接觸量中來自食物和飲料的不到50%。在中國的一項研究中，飲食也被確定為非職業人群暴露于PFAS 的主要途徑，但是對于職業暴露人群，顆粒物攝入對PFAS總暴露貢獻最大（Fu et al.，2015）。在瑞典的一項研究中，受污染的飲用水在特定情況下可能是人體接觸PFOA、PFOS 和PFHxS 的主要途徑（Li et al.，2018）。嬰幼兒與成人相比，由于其爬行和手口行為、較長的室內停留時間、較大灰塵接觸量和低免疫力，因而吸入室內灰塵的相對暴露量可能較大。在美國的一項對PFOS 的研究中，Egeghy et al.（2011）發現，2 歲兒童通過食物和灰塵攝入對PFAS暴露分別為42%和36%，其次是飲用水（20%）和皮膚吸收（2%），吸入室內空氣（＜1%）和室外空氣最少（＜1%）。因此，對不同人群而言，PFAS 的優勢暴露途徑有所不同。

2.2 不同人群對PFAS 的暴露特征

由于不同人群的活動范圍、活動行為以及自身機體免疫力的差別，造成了不同人群對PFAS 的暴露水平和風險的差異，例如職業人群暴露由于長時間持續處于PFAS 環境中，血清中的PFAS 濃度普遍高于普通居民（Daly et al.，2018；Tanner et al.，2018；Nilsson et al.，2022）。在同一室內環境中兒童血清中PFOA 濃度高于成人，可歸因于兒童在室內待的時間較長、以及兒童的爬行和手口行為使得其接觸灰塵頻率過高導致（Deluca et al.，2022）。在高暴露模型情景下，Zheng et al.（2020）通過兒童保育室內灰塵中的PFAS 含量估算出兒童通過攝入灰塵攝取PFAS 的量為4.60 ng·kg-1·d-1，Karásková et al.（2016）報道在高暴露情景下（95%粉塵濃度和高吸塵率），美國兒童通過攝入粉塵PFSAs 和PFCAs 的攝入量可達7.90 ng·kg-1·d-1，而同樣場景下成年人的估計攝入量僅為0.12—0.47 ng·kg-1·d-1。對歐洲家庭室內灰塵中PFAS 測定和暴露風險評估報道中，成人和幼兒在中位和最壞暴露情況下通過灰塵攝入PFAS 的量分別為0.28—7.74 ng·d-1（成人）和0.69—12.90 ng·d-1（幼兒），兒童仍然呈現出比成人高的暴露風險（De La Torre et al.，2019）。在芬蘭的一項研究中，通過檢測兒童臥室地板灰塵中PFAAs濃度，預測兒童在高暴露情景下通過灰塵和空氣對PFAAs的總暴露量為0.458 ng·kg-1·d-1（Winkens et al.，2018）。在中國的一項室內灰塵研究中，初步估計出幼兒通過室內灰塵攝入的PFAAs（C4—C12）混合物的PFOA 當量為1.30—1.50 ng·kg-1·d-1，超過了歐洲食品安全局（EFSA）建議的閾值0.63 ng·kg-1·d-1（Wang et al.，2022）。因此，對成人來說飲食是攝入PFAS 的主要途徑，而兒童則更容易接觸室內灰塵和空氣攝入PFAS（Egeghy et al.，2011；Poothong et al.，2020；Ragnarsdottir et al.，2022）。

孕婦作為一類特殊群體，外界環境對其和胎兒的影響極為重要，目前已證明PFAS 對人體多方面存在毒理作用，因此研究PFAS 對孕婦更廣泛的毒理影響值得探究。此外，由于產檢等原因，所以更利于通過血清直接檢測孕婦體內的PFAS 含量，比起通過檢測飲食灰塵和空氣中的PFAS 含量來間接評估PFAS 攝入量，血清中得到的PFAS 濃度數據更接近人體內部蓄積量，也更容易去探究PFAS 對人類的影響。在Zang et al.（2023）的研究中，檢測到孕婦血清中PFAS 主要污染物為PFOA（中位濃度為9.95 ng·mL-1）和PFOS（6.28 ng·mL-1），患妊娠糖尿?。℅DM）的孕婦血清中PFOA 和全氟庚烷磺酸（PFHpS）濃度顯著高于健康孕婦。GDM 風險增加和葡萄糖穩態紊亂與孕早期母親暴露于PFOA、6:2 Cl-PFESA 和PFNA 等PFAS 有關。一項針對上海孕婦的研究發現，暴露于PFAS 混合物可能會增加懷孕期間睡眠障礙的風險，PFBS 暴露量在孕婦妊娠前期和中期與睡眠質量具有負相關性，而PFOS 可影響妊娠后期的睡眠質量（Huang et al.，2022）。孕婦接觸PFAS 的途徑除了室內環境外，主要來自孕期飲食，如魚類和豬肝等。Chen et al.（2018）發現PFAS 在牛肉、豬肝和一些海鮮中檢出頻率為100%（平均濃度：0.05—3.52 ng·g-1），且調查的95%孕婦由于經常使用豬肝可造成人均每天8.0 μg 的PFOA 暴露。一些研究表明，胎兒生長發育會受到母體孕期PFAS 暴露的影響，其中PFOS和PFOA 濃度的升高與平均出生體重的降低有關，但PFAS 對健康的影響機制尚不清楚，還需要更深一步的研究（Bach et al.，2015）。Liu et al.（2020）發現母體暴露于確定的低水平的PFAS 時，仍可能對孕婦炎癥的產生過程具有干擾，且對胎兒和新生兒可能的出生結果和發育也具有重要影響。

由于長期處于PFAS 工作環境中，紡織廠工人、消防員、打蠟工等職業人群對PFAS 的暴露風險遠大于普通人。在中國的一家紡織廠中，用作防水劑和表面活性劑的PFAS 在紡織生產鏈中被檢出，工人通過吸入空氣接觸到的FTOHs 比西方一般人群的暴露背景高5 個數量級（Heydebreck et al.，2016）。Gomis et al.（2016）調查了6 名滑雪打蠟工血清中PFOA 的水平，通過對比確定時間的PFOA 濃度變化，發現滑雪打蠟工對PFOA 職業暴露顯著高于背景暴露。Tanner et al.（2018）對紐約州154 名老人過去職業PFAS 暴露對血清PFOS 和PFOA 水平的影響研究調查發現，與沒有職業暴露的參與者相比，在高PFAS 累積工作場所暴露的人群血清中PFOS水平高出34%，職業暴露時間較長的參與者血清中PFOS 的水平高出26%，因此職業暴露可能會增加PFOS 的身體負載。消防員除職業性暴露于AFFFs可導致血清中PFAS 濃度升高以外，消防防護服也可能是其接觸PFAS 的另一途徑（Hall et al.，2020；Peaslee et al.，2020）。研究還發現，與受軍用基地PFAS 污染的飲用水一致，其飲用人群血清中PFOS、PFOA 和PFHxS 含量顯著升高（Daly et al.，2018）。

人體對PFAS 的暴露普遍存在，然而要想評估PFAS 對人體的暴露危害程度，確定PFAS 人體安全閾值是關鍵。目前關于PFAS 的人體安全閾值仍然存在爭議，不同國家和組織對于PFAS 的安全限值有不同的標準。例如美國環境保護署（EPA）將PFOS的健康參考劑量（RfD）設定為20 ng·kg-1·d-1（De La Torre et al.，2019），歐洲食品安全局（EFSA）將PFAS 的每日可容忍攝入量（TDI）設定為0.63 ng·kg-1·d-1（PFOA、PFNA、PFHxS 和PFOS 的總和）（Schrenk et al.，2020）。需要注意的是，這些閾值是基于動物實驗和流行病學研究的結果，并且僅代表對大多數人群的保護水平。對于特定人群，如孕婦、嬰兒和長期暴露于高水平PFAS 的人群，可能需要更嚴格的閾值。此外，由于PFAS 的長期暴露可能導致慢性毒性效應，因此人體安全閾值的確立仍然是相關領域的研究熱點和難點，科學界對于PFAS 的安全性仍然在不斷評估和更新。

3 PFAS 的暴露風險評估及預防措施

3.1 暴露風險評估

PFAS 的暴露風險評估主要取決于暴露量，PFAS 暴露量是指人們在特定時間和空間內可能接觸到PFAS 的量。這涉及到暴露源（如工業排放、含PFAS 消費品、消防泡沫等）釋放的PFAS 含量、環境介質（如空氣、水、土壤等）中PFAS 的濃度以及個體對環境介質的接觸途徑（如吸入、口服、皮膚接觸等）。具體的暴露量數值取決于不同的情況和研究條件，包括暴露源的強度、環境介質的特征以及人體暴露途徑的特點。人們往往通過監測和采樣數據、建模和推算等方法，估計PFAS 的暴露量進而評估人體暴露風險（Dai et al.，2023）。需要注意的是，PFAS 的暴露量是一個動態的指標，可能受到地理、季節、環境條件和人類活動等因素的影響。此外，暴露通量的評估也需要考慮不同人群（如職業暴露人群、一般人群）的暴露水平差異（Sinclair et al.，2020；Mikkonen et al.，2023）。綜合來說，PFAS 的暴露量是一個復雜的參數，需要針對具體情況進行研究和評估，以更好地了解人們可能接觸到的PFAS 量和潛在風險。目前的研究表明，PFAS可能對人體健康產生不利影響，包括潛在的毒性和致癌性。然而，確切的危害閾值仍在研究中，并且針對不同PFAS 化合物的危害性可能有所不同，不同的人群對相同的PFAS 的敏感性也可能不同（Johnson et al.，2020；Liu et al.，2020）。

人體對PFAS 暴露濃度的測量方法多樣，如體外測定和體內測定法。體外測定方法成本低、測定速度快，目前大多數的暴露評估都是采用體外模型方法測定生物接觸暴露程度。表2 為不同暴露途徑的PFAS 日攝入量估算公式。生物體對PFAS 的生物有效性是評估其健康風險的有效可靠途徑，但是由于生物有效性直接測定的難度，目前的風險評估模型都是基于室內環境中空氣或灰塵顆粒中的PFAS 濃度水平，因此往往過高估計了暴露健康風險。

當前，針對如何有效預測有機污染物在生物體內的生物有效性，科學家已經開發了幾種操作簡便、低成本、避免倫理道德的體外胃腸道模擬方法來評估相應污染物的生物有效性（Lu et al.，2021）。Liu et al.（2021）通過小鼠體內模型和體外模擬進行比較，發現食物中的水分、纖維和脂肪是影響高氯酸鹽生物利用度的關鍵因素，不同食物體內高氯酸鹽生物利用度的估計范圍為 18.0%±4.53%—45.6%±7.11%，順序為生菜＞豬肉＞大米＞奶粉＞大豆。人體通過膳食和灰塵暴露于PFAS 是目前研究最多的一種途徑，開發其生物有效性的方法在人體暴露評估中意義重大，但是到目前為止，只有有限的幾項研究探討了食品和灰塵中PFAS 的生物有效性。Zhu et al.（2023）模擬植物性、動物性食品對室內灰塵中PFAS 的生物有效性進行了研究，結果表明動物性食品中PFAS 的生物有效性高于植物性食品，膽鹽濃度通過調節脂質消化影響PFAS 的生物有效性，食品中超長鏈PFAS 的生物有效性高于灰塵中的。Zhu et al.（2022）還發現食物的組成可能極大地影響PFAS 在人類飲食中的生物有效性，特別是高脂食物，例如，脂肪含量較高的豬肉可增加PFAAs 的生物有效性，因此減少高脂食物的攝入可能有助于降低人類接觸PFAAs 的風險。Li et al.（2015）也利用體內小鼠和體外模擬的方法對食品中PFOA 的生物有效性進行了探索，結果發現體內小鼠通過飲水攝入PFOA 的生物有效性范圍為4.30%±0.80%—69.0%±11.9%，且與脂質含量呈負相關。當使用體外試驗（通過調配模擬胃腸液，計算從胃腸液中提取的與處理前的PFAS 百分比）進行評估時，PFOA 生物有效性因方法而異，分別為8.70%—73.0%（UBM，統一駁船法）、9.80%—99%（PBET，生理提取試驗）和21%—114%（IVD，體外消化法）。經過分析，UBM 具有測定食品樣品中PFOA 生物有效性的潛力?，F有的生物有效性研究證明了直接將介質濃度應用于暴露風險評估模型會高估PFAS 的暴露量，生物有效性則可客觀評價生物和人體內外暴露之間的質量平衡。未來繼續優化PFAS 暴露風險評估模型，對精確評估人體對PFAS 的暴露風險和優勢途徑具有重要意義。

環境因素也會對PFAS 風向評估的準確性和客觀性產生影響，如溫度和濕度：溫度和濕度可以影響PFAS 在環境介質中的行為和遷移。例如，溫度較高時，PFAS 可能更容易揮發到空氣中。濕度可能會影響PFAS 的溶解度和遷移性。以及環境介質，PFAS 在不同的環境介質中具有不同的遷移和轉化行為。例如，它們可能通過空氣傳輸到遠離污染源的地方，或者直接附載到灰塵中隨之遷移（Fu et al.，2015）。其他環境因素：風向和風速等，也會影響PFAS 的傳輸和擴散。近期，研究還發現了細菌對PFAS 在多孔介質中轉運具有潛在影響（Dai et al.，2023）。因此，這些環境因素需要納入風向評估模型中以增加準確性和客觀性。需要注意的是，PFAS 的風向評估是一個復雜的過程，依賴于眾多因素和數據。為了增加評估的準確性和客觀性，研究人員正在不斷改進模型和監測方法，并進行更多的實地研究和數據收集。這有助于提供更可靠的風險評估和環境管理決策。

3.2 預防措施

根據室內環境中PFAS 的來源分析，可以從源頭和使用等方面降低室內PFAS 的暴露風險。一方面，針對含PFAS 的家具、建筑材料和消費品等，建議生產商使用其他無健康風險或健康風險低的替代品，從源頭上進行預防。對于個人或消費者，選擇不含或少含PFAS 的家具、建筑材料和消費品等。例如，合理使用清潔劑和化學品。選擇不含PFAS 成分的清潔劑和個人護理產品，并避免使用含有這些化學物質的產品。如果無法避免使用含PFAS 產品，盡量降低使用頻率。例如減少家中電子產品的數量并及時清理電子廢物，是降低室內PFAS 暴露的措施。另一方面，對于遷移到室內空氣和灰塵介質中的PFAS，可控制室內空氣質量和減少灰塵存量，如定期通風換氣和室內清潔，可以幫助降低室內空氣中的PFAS 含量。

4 結論和展望

4.1 結論

綜上所述，本文介紹了室內環境中PFAS 的來源，在室內環境介質中的分布特征以及人體暴露于PFAS 的途徑，分析了不同人群的暴露特點和PFAS生物有效性的研究進展。室內用品中的PFAS 可以通過消費品釋放到室內空氣中，或者被灰塵顆粒捕獲后隨著塵埃積累。室內環境中的PFAS 濃度和類型與家用含PFAS 消費品直接相關，人體血清中的PFAS 情況也反應出了這個問題。室內環境中的PFAS 除了存在于來源消費品本身以外，大多集中于室內灰塵和空氣，人類可能通過攝入、吸入和皮膚接觸賦存于其中的相關污染物。室內介質中的PFAS污染，在不同地區的研究中呈現出不同的差異。不同研究選擇的PFAS 目標化合物具有差異，檢測出來的類型、濃度水平也隨著地區和室內場所的不同而各具特點。人群的活動范圍，活動行為以及自身機體免疫力的差別，使得不同人群即使在同一環境中，暴露程度和暴露風險也是不一樣的，職業人群暴露由于長時間持續處于PFAS 環境中，血清中的PFAS 濃度普遍高于普通居民。在同一室內灰塵中暴露于PFOA 的血清濃度百分比兒童大于成人。

暴露在PFAS 環境與人體免疫、神經、內分泌、生殖能力、肝臟毒性等具有關系。生物體對PFAS的生物有效性是評估其健康風險的有效可靠途徑，但是由于生物有效性直接測定的難度，目前的風險評估模型都是基于室內環境中空氣或灰塵顆粒中的PFAS 濃度水平，因此往往過高估計了暴露健康風險。目前關于PFAS 的人體安全閾值仍然存在爭議，人體安全閾值的確立仍然是相關領域的研究熱點和難點，科學界對于PFAS 的危險性仍然在不斷評估和更新。

4.2 展望

雖然近年來對室內環境中PFAS 的分布特征和暴露風險的研究不斷增加，并取得了很多進展，但仍有一些方面值得關注和進一步探索。1）室內環境中PFAS 的來源：室內環境中排放PFAS 的眾多來源被確定，包括被懷疑的主要和次要來源，除了職業人群，普通居民的PFAS 攝入量大多在安全閾值之內，不過已經有大量文獻報道PFAS 對人體多方面的影響。雖然各國制定了PFAS 的限制生產使用措施，然而以前遺留在環境中的PFAS 和新型的PFAS 代替物還在持續污染生態環境，對生物體安全存在潛在威脅。此外，其從消費品到室內環境介質的遷移轉化機制尚不清楚，人體攝入PFAS 的安全閾值還存在爭議。因此，除了避免接觸含PFAS消費品以外，未來還需要不斷探究PFAS 從消費品到環境介質、在不同環境介質中的遷移轉化機制，以及如何去除現有環境中的PFAS，降低其環境濃度。這也意味著除了政府規定逐步淘汰使用PFAS外，還需要我們開發綠色新材料代替PFAS 以期獲得可持續的解決辦法。2）暴露特征：了解室內環境中PFAS 的多樣性可以幫助我們采取相應預防措施降低暴露風險。目前大多數研究只涉及少數PFAS，但是PFAS 種類眾多，很多未知PFAS 的暴露特征和風險仍然未知，特別是對室內產品中廣泛應用的PFAS 側鏈聚合物。因此，我們首先需要解決不同研究評估中PFAS 目標化合物的不統一的問題。由于PFAS 的目標測量需要假設特定環境中PFAS 的主要類型，無法全面檢測，可能會忽略室內環境中存在的其他數種PFAS。因此，我們可以嘗試根據使用功能和空間對不同類型的室內環境進行分類，并統一提取和儀器分析方法，對比不同區域的分析結果。3）暴露風險評估：精確了解室內環境中PFAS人體暴露量是評估暴露風險的有效方法，目前僅通過檢測環境介質中PFAS 濃度來評估暴露風險是不夠的，生物有效性是評估人體暴露于PFAS 較為精確有效的方法，然而體內實驗難度較大，人體接觸膳食和灰塵暴露于PFAS 是目前研究最多的途徑，構建不同途徑暴露于PFAS 生物有效性的體外研究方法在人體暴露評估中意義重大，但是到目前為止，只有幾項研究探討了食品和灰塵中PFAS 的生物有效性?？赏ㄟ^不斷優化體外模擬技術探究人體通過不同途徑對PFAS 的攝入，開發出更精確有效的PFAS 生物有效性模型，從而準確評估PFAS 的暴露風險。