室内环境中全（多）氟烷基化合物的分布特征和暴露风险

赵洪艳，王斌,2*

1. 贵州大学资源与环境工程学院喀斯特地质资源与环境教育部重点实验室，贵州 贵阳 550025；2. 贵州喀斯特环境生态系统教育部野外科学观测研究站，贵州 贵阳 550025

全（多）氟烷基化合物（Per- and polyfluoroalkyl substances，PFAS）是一类人工合成、分子结构被高度氟化的脂肪族化合物（Buck et al.，2011）。PFAS包含的物质种类数量众多，目前大约有7 000 多种，包括全氟烷基磺酸类（PFSAs）、全氟烷基羧酸类（PFCAs）、全氟烷基磺酰胺类（FOSAs）、氟调醇（FTOHs）、六氟环氧丙烷（HFPO）、二聚酸及其铵盐（称为GenX 化学品），以及数千种其他化合物，并且还在不断的增加中（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，被广泛应用于各种民用和商用领域，包括纺织业、皮革家具、地板、不粘锅炊具、油脂性食品包装纸等消费品的防污涂层（Winkens et al.，2018；Wu et al.，2020；Zheng et al.，2020；Cahuas et al.，2022；Xia et al.，2022）；电镀行业、电子产品和护理性产品，比如用作镀铬的铬雾抑制剂（Du et al.，2016；Bao et al.，2019；Zhang et al.，2020；Whitehead et al.，2021）；机场、军事基地、消防站等特殊场所用于扑灭高度易燃火灾的水性成膜泡沫（AFFFs）灭火器（Hall et al.，2020）。自19 世纪50 年代投入生产使用以来，PFAS从工业原料和产品以及消费品中被释放到环境中，然而PFAS 的碳氟键非常坚固，使得其具有很强的热稳定性和化学稳定性，一旦被释放，在自然环境中难以降解（史亚利等，2014）。目前PFAS 已在土壤、地表水、地下水、空气等各种环境介质和人类、野生动物等生物介质中普遍检出（Nguyen et al.，2017；Washington et al.，2019；Lin et al.，2020；De Silva et al.，2021）。PFAS 不仅具有环境持久性和远距离环境传输能力，还有生物蓄积性和潜在毒性，对人类生殖、发育、肝肾、内分泌和免疫等存在潜在不利影响。（Liew et al.，2018；Bassler et al.，2019；Ding et al.，2020；Antoniou et al.，2022；Jane et al.，2022；Rock et al.，2023）。

目前虽没有直接证据表明短期内对PFAS 的低浓度暴露会对人体造成明显的危害，但是大部分进入人体的PFAS 半衰期长而不易降解（Fenton et al.，2021），人体中PFAS 的生物利用性又是未知的，无法精确评估其体内的PFAS 存在持续性和对人类机体的危害（Zhu et al.，2023）。尤其是儿童、孕妇等低免疫力群体，PFAS 对其健康影响引起了人们广泛关注。研究发现妊娠期间孕妇长期暴露于PFAS环境中，会影响新生儿的身高体重等生理发育指标（Kaiser et al.，2023）。现有的研究表明，PFAS 暴露途径主要为食物、饮用水、室内空气和灰尘等（Domingo et al.，2017，2019；Deluca et al.，2022）。据统计，人类平均90% 以上时间都是在室内度过的，因而对人类而言室内环境中的空气和灰尘是其暴露于PFAS 的不可忽视的重要途径。尤其是婴儿特有的爬行行为以及常见的手口行为，更增加了其通过灰尘摄入PFAS 的暴露风险（Balk et al.，2019）。因而，人体通过室内环境对PFAS 的暴露风险仍需进一步探索。

室内环境中PFAS 暴露来源多样，如家具建材、墙壁油漆涂料、地毯、护理品、食品包装袋、服装、电子产品，这些含PFAS 用品使得人们不可避免地通过多种途径接触到PFAS（Savvaides et al.，2021）。PFAS 不仅可以通过消费品本身释放到空气中，再通过空气转移到灰尘内，还可能通过皮肤接触直接吸收（Ragnarsdottir et al.，2022）。尽管现在大多数国家已经对某些PFAS 进行了禁止生产管制，如全氟辛烷磺酸（PFOS）、全氟辛酸（PFOA）、全氟己烷磺酸（PFHxS）分别于2009、2019 和2022 年被相继列入《斯德哥尔摩公约》附件中，但众多短链PFAS 和新型替代品被投入生产，与长链相比，短链对颗粒的亲和力更强（Yao et al.，2016），增加了其暴露风险。目前已在很多室内环境调查中发现了多种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），并发现了这些PFAS 的相关来源证据。在加利福尼亚州各地的儿童保育机构室内灰尘中的全氟丁烷磺酸（PFBS）水平（8.37—386 ng·g-1）与成对地毯样品中的（5.13—884 ng·g-1）呈正相关（Zheng et al.，2020）。大多数化妆品和护理产品可能含有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装，美国和中国的食品包装纸中广泛检测出FTOHs，而在禁止PFAS 用于食品包装材料的丹麦则未在食品包装中检出PFAS（Yuan et al.，2016）。北美校服中含有大量全氟烷基酸（PFAA）前体物，儿童通过皮肤接触校服对PFAS 的潜在中位暴露量为1.03 ng·kg-1·d-1（Xia et al.，2022）。电子产品的电线涂层也是含氟来源，从中国居民区灰尘中发现了用于金属电镀和电子产品的PFOS 替代物GenX，如6:2 Cl-PFESA 和8:2 Cl-PFESA（Zhang et al.，2020）。

综上，室内环境中的PFAS 暴露类型和浓度影响因素众多、暴露途径不同、不同群体暴露风险各异以及外暴露风险评估模型不一，因此为更好了解室内环境中PFAS 的分布特征和暴露风险，分析了室内环境中PFAS 的分布特征，探讨了不同人群在室内环境中的暴露风险及其生物有效性。

1 室内环境中PFAS 的来源和分布特征

1.1 室内环境中PFAS 来源

室内环境中的各种含PFAS 消费品可将其中的PFAS 释放到空气或灰尘颗粒中，不同室内环境因所含消费品不同，所检测到的PFAS 类型和浓度也各有差异。根据当前研究现状，本文分析了地毯、化妆品、食品包装、家具、室内建筑材料和电子产品等来源对室内环境中PFAS 分布的影响。表1 为文献中不同室内来源PFAS 浓度和组成特征。

地毯常被用于各种室内环境中，通常会添加PFAS 而使其具有防水耐污性能，并且其加工工艺、清洗程序和极强的捕捉灰尘的能力都可能导致其成为释放和贮存PFAS 的源和汇。地毯以及地毯周围的环境空间内常常检出PFAS。地毯和对应的灰尘中的PFAS 类型和浓度通常具有很强的相关性，但是在不同国家和不同的室内空间，因工业水平、人群经济地位和装修习惯等具有特异性，导致地毯对室内环境中PFAS 的贡献类型和浓度往往存在差异（Beesoon et al.，2012；Liu et al.，2015；Wu et al.，2020；Zheng et al.，2020）。

手工制作、未经处理过的地毯与经过处理的相比PFAS 水平相对较低（Beesoon et al.，2012；Shoeib et al.，2016；Savvaides et al.，2021），地毯中的PFAS主要为PFSAs、PFCAs、FTOHs、氟调磺酸（FTSAs）等几类。儿童由于低身高更容易与地毯接触，再加上爬行行为，对于地毯中的PFAS 较成人有更高的暴露风险，Wu et al.（2020）测量了美国加州18 个儿童保育中心的成对地毯和灰尘样本中的PFAS 浓度，包括FTOHs、FTSAs 在内的几乎全部目标PFAS皆被检测到，总浓度为32.20—8 500 ng·g-1，且地毯与灰尘中的PFAS 之间的相关性很强，表明地毯可能是室内环境中的源和汇之一。Zheng et al.（2020）在相近的时间内同样采集了美国西雅图7 个儿童保育室中的成对灰尘和地毯样品，超过一半的目标化合物在90%的地毯样品中被检测到，PFAS 总浓度在1.60—600 ng·g-1之间，占比最大的为FTOHs 和FOSA/FOSEs 等中性PFAS，同灰尘中的组成和浓度相似，但是新旧地毯之间在统计学上没有差异，说明PFAS 可能是自带的而并非来自室内空气，是源不一定是汇。同样地，在加拿大一户家庭的血清中发现了高浓度的PFHxS，检测到PFHxS 在其室内的地毯和灰尘中同样占高主导（Beesoon et al.，2012）。

此外，存在于地毯防污剂和地板蜡中的FTOHs，也可释放到灰尘和空气中（Dinglasan-Panlilio et al.，2006；Winkens et al.，2018）。当儿童和宠物长时间在地毯上玩耍时，地毯上的PFAS 防污处理会被磨损掉，很多地毯清洁保护产品都含有防污剂，清洁产品的使用可以进一步增加人体对PFAS 的暴露。研究发现，地板表面清洁频率与灰尘中的全氟十三酸（PFTrDA）呈正相关（Haug et al.，2011）。在埃及等使用地毯较少的国家，家庭室内的PFAS 含量较低（Shoeib et al.，2016），而在欧洲、美国等发达国家装有地毯的室内灰尘中PFAS 浓度较高，尤其是PFOS 和PFOA（Tian et al.，2016；De La Torre et al.，2019；Hall et al.，2020）。

化妆品也是室内环境中PFAS 暴露来源之一。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妆品中，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，因此相关研究更多集中于对女性的暴露风险，主要通过皮肤接触暴露。女性常用的粉底、睫毛膏、防晒霜和唇膏等化妆品中，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）的一项报告中，检测到血清中PFTrDA、6:2 diPAP、PFBS 和全氟庚烷磺酸（PFDS）与女性使用防晒霜之间存在正相关关系，许多PFAS 与女性使用唇彩和润唇膏显示出正相关，例如PFHxS、PFOA 和全氟壬酸（PFNA），并且随着使用量的增加，具有更强的关联性，胭脂和粉类与6:2 diPAP 呈正相关。虽然目前的研究并没有过多的证据表明皮肤接触是人体暴露于PFAS 的主要途径，但是化妆品长期与皮肤过度接触是否有危害，对人体摄入PFAS 的潜在贡献，值得人们重新审视，进一步去探索研究。此外，化妆品中的PFAS 也会释放到环境中，通过空气和灰尘等途径进入人体。

包括一次性食品包装在内的食品包装因其便利性在生活中使用广泛，尤其随着外卖兴起导致其用量大幅增加，其中的PFAS 暴露风险也引起了人们的关注。当PFAS 用于食品包装的涂层时，全氟尾部疏水基向外定向，从而提供防水防油性。PAPs、FTOHs、PFCAs 和PFSAs 常在食品包装袋中被检测到，食品包装中的PFAS 类型和浓度因国家标准和制造商而异（Yuan et al.，2016；Zabaleta et al.，2017；Glenn et al.，2021）。在监管下，许多长链PFAS 的逐步淘汰使得其在食品包装中的类型有所减少，尽管短链的半衰期较短，毒性较弱，但食物在与包装袋的长期接触中，PFAS 很可能会从包装袋中转移到食品中，所造成的健康风险值得担忧（Monge Brenes et al.，2019；Susmann et al.，2019）。据报道，用于食品接触的包装袋中检测到PFAS 的频率和浓度往往大于非食品性用途包装（Schaider et al.，2017）。Yuan et al.（2016）通过对94 种食品接触材料中的FTOHs 进行了研究，首次检测出了4 种长链C14-20 FTOHs（12:2 FTOH、14:2 FTOH、16:2 FTOH、18:2 FTOH），发现FTOHs 可以从纸碗迁移到水中，迁移效率随碳链增长而降低，表明短链PFAS 在水中的流动性高于长链。Susmann et al.（2019）调查了抽样人群血清中的PFAS 水平和其饮食的相关性，统计学结果表明，食用爆米花与血清中PFOA、PFNA、PFDA 和PFOS 水平显著升高相关，而血清PFAS 和在家吃的食物之间呈负相关，说明PFAS 可能会从爆米花包装袋迁移到食物中，从而导致人体血清中PFAS 升高。在美国和欧洲的餐馆和咖啡厅等室内环境的灰尘中也普遍检测到了PFCAs，来源大多为店内的一次性食品包装袋（Zafeiraki et al.，2014；Schaider et al.，2017；Besis et al.，2019）。因此，食品包装不仅可以直接导致人体对PFAS 的暴露，还可迁移到灰尘等其他介质中，通过其他途径增加人体对PFAS 的暴露。

家具、室内建筑材料和电子产品也是室内PFAS 来源，家具加工清洗工艺、装修风格、材料种类和电子产品用量都是影响室内PFAS 分布的因素。经过防水和防污涂料处理的家具可能含有PFAS，如皮质沙发、不粘锅炊具等。研究发现从挪威家庭沙发上收集的灰尘主要由PFOA、全氟己酸（PFHxA）和全氟丁酸（PFBA）组成，使用旧家具的房间收集的灰尘中PFAS 含量要高于使用新家具的房间，可能是由于PFAS 逐步淘汰所产生的影响（Huber et al.，2011；Young et al.，2021）。Sinclair et al.（2007）发现不粘锅炊具中存在PFOA 和FTOHs，但是其在烹饪时的释放跟锅具品牌有关，可能是由于制造商所用工艺不同使得其中的PFAS 黏附稳定性不同。但是，目前并没有证据表明PFAS 是否会从炊具大量转移到食物中。

在室内环境中检测到的PFAS 也与各种建筑材料关系密切，如经过特殊处理的地板、墙面油漆涂料等。使用塑料地板材料的房间灰尘中检测到的PFOS 水平高于使用木材地板材料的房间（Winkens et al.，2018）。一项研究报道，商业涂料样品中检测到diPAPs 和FTOHs，根据模型评估暴露量，发现一种商用涂料中6:2 FTOH 超出了儿童和成人的选择参考剂量5 μg·kg-1·d-1（该参考剂量是根据雄性大鼠5 000 μg·kg-1·d-1的参考慢性剂量，安全系数为1 000，以考虑大鼠和人类之间的生理差异得出的）（Cahuas et al.，2022），因而该途径对PFAS 的暴露也不可忽视。此外，含有大量电子产品的室内灰尘中通常检测出较高的PFSAs 和PFCAs，这些PFAS可能来自电子线材的涂层。在中国的一个电子垃圾拆解区灰尘中检测到了PFAS 前体物，研究也已证实PFAS 在电子、光电子和半导体行业的废水中的存在（Besis et al.，2019；Garg et al.，2020；Zhang et al.，2020）。

1.2 室内环境中PFAS 分布特征

室内环境中的PFAS 可从不同途径释放和迁移到灰尘和空气等介质中，人类可能通过摄入、吸入和皮肤接触其中的相关污染物，可通过调查室内环境介质中PFAS 的水平评估人类对PFAS 的暴露程度。世界范围内许多研究已经报告了室内介质中的PFAS 污染，在不同地区的研究中呈现出不同的分布特征（Tian et al.，2016；Yao et al.，2018；De La Torre et al.，2019；Deluca et al.，2022）。

不同研究选择的PFAS 目标化合物具有差异，检测出来的类型、浓度水平也随着地区和室内空气的不同而各具特点。Yao et al.（2018）研制了一种新型的可同时采集室内空气中中性和离子型PFAS 的固相萃取柱采样器，通过对中国天津不同室内环境中的空气采样检测分析，发现在中性PFAS 中，在酒店和家庭中FTOHs 比FOSE/FOSAs 更容易检测到。无论在酒店还是家庭室内空气中，PFOS 都是浓度最高的PFAS。并且发现在室外检测不到PFHxS，却在酒店和家庭室内检出，表明其有特定的室内来源。一项关于挪威家庭的研究中检测出8:2 FTOH 是其室内空气中最显著的化合物，可能是其常作为地板和家具的清洁剂中的表面活性剂，被频繁使用从而散发到空气中所致（Haug et al.，2011）。Cahuas et al.（2022）通过实验也证明了油漆中挥发性的6:2 FTOH 会挥发到室内环境中。在地板打蜡过程中PFAS 也会释放附载到空气中的PM2.0上，对于5 个目标化合物，全氟-2-甲氧基乙酸、PFBA、PFHxA、全氟庚酸（PFHpA）和PFOS，吸入性职业暴露范围为9.42—23.20 pg·kg-1·h-1（Zhou et al.，2022）。

灰尘是室内环境中大多数PFAS 的汇，灰尘采样较空气采样更简单便利而更受欢迎，目前大多数研究都是采用检测灰尘中的PFAS 浓度水平来评估人体暴露程度。以往的研究表明，血清和室内灰尘中的PFAS 浓度因地理位置的不同而不同，如北美室内环境中PFAS 的浓度高于世界其他地区，城市高于农村（Jian et al.，2018；Deluca et al.，2022）。PFCAs 和PFSAs 一直是室内灰尘中的常见物质，近年来逐渐新增短链PFAS、各种前体物质和新型替代品，表明随着长链PFAS 使用的限制，室内环境中的PFAS 类型逐渐发生转变（Yao et al.，2018；Zhang et al.，2020；Wang et al.，2022）。Xu et al.（2021）在中国广州收集的家庭室内灰尘中，研究对象住宅中可检测到的PFAS 总浓度范围为4.70—431 ng·g-1（中位数：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 浓度占比超过传统PFOS 和PFOA 的原因可能是由于它的半衰期较短而被广泛使用，生物蓄积性也比PFOS 更差，所以呈现出代替PFOS 的趋势（Olsen et al.，2009；Qi et al.，2018；Xu et al.，2021）。加拿大消防站的灰尘样本检测出6:2 FTOH 的中位浓度最高，PFAS 前体物浓度高于传统PFAS，但在PFAAs 中，PFOS 含量仍然最高，可能与消防员使用或储存AFFFs 有关（Hall et al.，2020）。Zhang et al.（2020）发现服装厂工人公寓内灰尘中氯代多醚磺酸（Cl-PFESAs）浓度显著高于研究中的城区和电子废物区灰尘，表明工人在厂区广泛接触到的Cl-PFESAs，导致室内环境也受到影响，增加了暴露风险。在DeLuca et al.（2022）的综述评价中通过纳入的文献数据分析发现在室内灰尘中的4 种PFAS（PFOS、PFNA、PFOA、PFHxS）中，PFHxS 的血清浓度水平最高，其次是PFOA。室内灰尘中普遍检测到PFAS 丰富的类型和较高的含量说明人体广泛暴露于PFAS，需要进一步研究人体的内暴露水平，但是考虑到体内研究实行的难度，需要建立人体暴露于室内环境介质中PFAS 的生物有效性模型。以期通过外暴露更加精确评估PFAS 内暴露水平，进而科学评估其暴露风险，为PFAS 的有效管理提供理论依据。

2 PFAS 的暴露特征

2.1 人体对PFAS 的暴露途径

PFAS 在人体内的半衰期随链长而增加，从短链的几天到长链的可能达到几年，这取决于PFAS进入人体后与肝肾等脏器复杂的相互作用，PFAS的辛醇-水分配系数也会影响其在人体中的吸收（Li et al.，2018；Nilsson et al.，2022；Ragnarsdottir et al.，2022）。人体暴露于PFAS 的途径是多样的，调查发现人体主要的暴露途径是饮食和水，其次是室内灰尘和空气，皮肤吸收也被认为是人类暴露的可能途径，但是相关研究数据较少。人类平均90% 以上时间都是在室内度过的,因而对人类而言室内环境中的空气和灰尘是其暴露于PFAS 不可忽视的重要途径（赵洋洋等，2015；Balk et al.，2019；Poothong et al.，2020）。室内灰尘对PFAS 的暴露可通过摄入、吸入和皮肤接触发生，然而，偶然摄入沉降尘埃是主要的暴露途径（De La Torre et al.，2019）。

口服摄入是人类接触PFAS 最主要的途径，包括饮用水、膳食和灰尘。对于成年人，摄入灰尘相比其他口服途径对PFAS 暴露量占比较低，但是对儿童来说，其爬行行为和手口行为增加了他们通过摄入灰尘途径暴露于PFAS 的风险。Egeghy et al.（2011）的一项对PFOS 的研究中，2 岁儿童通过食物和灰尘摄入对PFAS 暴露的相对贡献差不多，分别为42%和36%。在Juhasz et al.（2023）研究中，2 岁儿童在室内环境中通过灰尘摄入对PFAS 的暴露值为0.23—5.4 ng·kg-1·d-1。然而，当考虑到“最坏情况”的前体转化时，日摄入量的计算值比EFSA的每周可耐受值高 4.1—187 倍（相当于 0.63 ng·kg-1·d-1）。因此保持室内洁净，避免儿童过多接触灰尘可以有效减少儿童对PFAS 的暴露风险。

人体通过呼吸对PFAS 的暴露主要通过吸入空气（包括气相和颗粒相）和灰尘，室内环境中的PFAS 浓度大大超过室外，因此室内空气和灰尘是吸入暴露的主要途径（Harrad et al.，2010）。PFAS被广泛应用于室内产品中，例如地毯和家具的防污涂层，这使得PFAS 在室内环境中普遍存在。除了产品本身，PFAS 还会从产品逸散到空气中，从而附载到颗粒物中（De Silva et al.，2021）。PFAS 物理化学性质多样，作为一种半挥发性有机化合物，其倾向于在气相、悬浮颗粒、灰尘和室内表面（包括皮肤和衣服）之间的分配，取决于它们的辛醇-空气分配系数（Weschler et al.，2008）。相对易挥发的中性PFAS（如FTOH）主要存在于室内的气相中，离子型PFAS（如PFOA 和PFOS）则在灰尘中含量更高。Morales-Mcdevitt et al.（2021）发现室内空气中中性PFAS，如FTOHs，是人体通过空气对PFAS 暴露的主要因素。研究发现颗粒物中PFAS 的浓度很高，可达到µg·g-1的水平（Eriksson et al.，2015；Lankova et al.，2015；Winkens et al.，2018）。呼吸吸入PFAS 是仅次于食物摄入PFAS 的第二大暴露途径，但是目前对呼吸吸入PFAS 量的估计精确性较弱，仅仅将空气或灰尘样品中PFAS 浓度直接通过评估公式计算其暴露量，而忽略其生物可利用性和生物有效性。除此之外，单个研究采样也很难适用于一般人群（Zheng et al.，2020）。

此外，人体还可直接接触含有PFAS 的消费品而通过皮肤接触暴露于PFAS，如接触地毯、纺织品、不粘锅和个人护理产品等，但是关于这一暴露途径的研究数据十分有限（Ragnarsdottir et al.，2022）。目前，人们对PFAS 的皮肤吸收了解甚少，主要受研究过程困难所限。在Fasano et al.（2005）的一项研究中，PFAS 的皮肤吸收率仅为0.048%，对于PFOS 和PFOA，在Trudel et al.（2008）的报告中，也说明皮肤接触对人群的吸收率贡献很小。真皮吸收依赖于PFAS 的电离状态，如PFOA 有可能通过人体皮肤获得显著的真皮吸收。然而，当通过实际环境暴露时，PFOA 可能以电离形式存在，导致皮肤吸收低（Franko et al.，2012）。通过其他PFAS 和PFOA 的相似性，以及其在环境介质中的相对含量，可以预期这些化合物的皮肤暴露可能也很低。

为了加深对PFAS 暴露的认识，科学家开展了不同介质中PFAS 优势暴露途径的研究。Poothong et al.（2020）评估了人群通过膳食摄入、空气和灰尘吸入和皮肤吸收的相对暴露，发现饮食是参与者对PFAS 的主要暴露途径。然而，对不同人群来说主要暴露途径的贡献也存在差异。该研究中大多数人通过饮食对PFAS 暴露的贡献最大，在中位水平上，PFAAs 通过膳食摄入量占总摄入量的91%。而对一些人来说，一种或多种化合物的接触量中来自食物和饮料的不到50%。在中国的一项研究中，饮食也被确定为非职业人群暴露于PFAS 的主要途径，但是对于职业暴露人群，颗粒物摄入对PFAS总暴露贡献最大（Fu et al.，2015）。在瑞典的一项研究中，受污染的饮用水在特定情况下可能是人体接触PFOA、PFOS 和PFHxS 的主要途径（Li et al.，2018）。婴幼儿与成人相比，由于其爬行和手口行为、较长的室内停留时间、较大灰尘接触量和低免疫力，因而吸入室内灰尘的相对暴露量可能较大。在美国的一项对PFOS 的研究中，Egeghy et al.（2011）发现，2 岁儿童通过食物和灰尘摄入对PFAS暴露分别为42%和36%，其次是饮用水（20%）和皮肤吸收（2%），吸入室内空气（＜1%）和室外空气最少（＜1%）。因此，对不同人群而言，PFAS 的优势暴露途径有所不同。

2.2 不同人群对PFAS 的暴露特征

由于不同人群的活动范围、活动行为以及自身机体免疫力的差别，造成了不同人群对PFAS 的暴露水平和风险的差异，例如职业人群暴露由于长时间持续处于PFAS 环境中，血清中的PFAS 浓度普遍高于普通居民（Daly et al.，2018；Tanner et al.，2018；Nilsson et al.，2022）。在同一室内环境中儿童血清中PFOA 浓度高于成人，可归因于儿童在室内待的时间较长、以及儿童的爬行和手口行为使得其接触灰尘频率过高导致（Deluca et al.，2022）。在高暴露模型情景下，Zheng et al.（2020）通过儿童保育室内灰尘中的PFAS 含量估算出儿童通过摄入灰尘摄取PFAS 的量为4.60 ng·kg-1·d-1，Karásková et al.（2016）报道在高暴露情景下（95%粉尘浓度和高吸尘率），美国儿童通过摄入粉尘PFSAs 和PFCAs 的摄入量可达7.90 ng·kg-1·d-1，而同样场景下成年人的估计摄入量仅为0.12—0.47 ng·kg-1·d-1。对欧洲家庭室内灰尘中PFAS 测定和暴露风险评估报道中，成人和幼儿在中位和最坏暴露情况下通过灰尘摄入PFAS 的量分别为0.28—7.74 ng·d-1（成人）和0.69—12.90 ng·d-1（幼儿），儿童仍然呈现出比成人高的暴露风险（De La Torre et al.，2019）。在芬兰的一项研究中，通过检测儿童卧室地板灰尘中PFAAs浓度，预测儿童在高暴露情景下通过灰尘和空气对PFAAs的总暴露量为0.458 ng·kg-1·d-1（Winkens et al.，2018）。在中国的一项室内灰尘研究中，初步估计出幼儿通过室内灰尘摄入的PFAAs（C4—C12）混合物的PFOA 当量为1.30—1.50 ng·kg-1·d-1，超过了欧洲食品安全局（EFSA）建议的阈值0.63 ng·kg-1·d-1（Wang et al.，2022）。因此，对成人来说饮食是摄入PFAS 的主要途径，而儿童则更容易接触室内灰尘和空气摄入PFAS（Egeghy et al.，2011；Poothong et al.，2020；Ragnarsdottir et al.，2022）。

孕妇作为一类特殊群体，外界环境对其和胎儿的影响极为重要，目前已证明PFAS 对人体多方面存在毒理作用，因此研究PFAS 对孕妇更广泛的毒理影响值得探究。此外，由于产检等原因，所以更利于通过血清直接检测孕妇体内的PFAS 含量，比起通过检测饮食灰尘和空气中的PFAS 含量来间接评估PFAS 摄入量，血清中得到的PFAS 浓度数据更接近人体内部蓄积量，也更容易去探究PFAS 对人类的影响。在Zang et al.（2023）的研究中，检测到孕妇血清中PFAS 主要污染物为PFOA（中位浓度为9.95 ng·mL-1）和PFOS（6.28 ng·mL-1），患妊娠糖尿病（GDM）的孕妇血清中PFOA 和全氟庚烷磺酸（PFHpS）浓度显著高于健康孕妇。GDM 风险增加和葡萄糖稳态紊乱与孕早期母亲暴露于PFOA、6:2 Cl-PFESA 和PFNA 等PFAS 有关。一项针对上海孕妇的研究发现，暴露于PFAS 混合物可能会增加怀孕期间睡眠障碍的风险，PFBS 暴露量在孕妇妊娠前期和中期与睡眠质量具有负相关性，而PFOS 可影响妊娠后期的睡眠质量（Huang et al.，2022）。孕妇接触PFAS 的途径除了室内环境外，主要来自孕期饮食，如鱼类和猪肝等。Chen et al.（2018）发现PFAS 在牛肉、猪肝和一些海鲜中检出频率为100%（平均浓度：0.05—3.52 ng·g-1），且调查的95%孕妇由于经常使用猪肝可造成人均每天8.0 μg 的PFOA 暴露。一些研究表明，胎儿生长发育会受到母体孕期PFAS 暴露的影响，其中PFOS和PFOA 浓度的升高与平均出生体重的降低有关，但PFAS 对健康的影响机制尚不清楚，还需要更深一步的研究（Bach et al.，2015）。Liu et al.（2020）发现母体暴露于确定的低水平的PFAS 时，仍可能对孕妇炎症的产生过程具有干扰，且对胎儿和新生儿可能的出生结果和发育也具有重要影响。

由于长期处于PFAS 工作环境中，纺织厂工人、消防员、打蜡工等职业人群对PFAS 的暴露风险远大于普通人。在中国的一家纺织厂中，用作防水剂和表面活性剂的PFAS 在纺织生产链中被检出，工人通过吸入空气接触到的FTOHs 比西方一般人群的暴露背景高5 个数量级（Heydebreck et al.，2016）。Gomis et al.（2016）调查了6 名滑雪打蜡工血清中PFOA 的水平，通过对比确定时间的PFOA 浓度变化，发现滑雪打蜡工对PFOA 职业暴露显著高于背景暴露。Tanner et al.（2018）对纽约州154 名老人过去职业PFAS 暴露对血清PFOS 和PFOA 水平的影响研究调查发现，与没有职业暴露的参与者相比，在高PFAS 累积工作场所暴露的人群血清中PFOS水平高出34%，职业暴露时间较长的参与者血清中PFOS 的水平高出26%，因此职业暴露可能会增加PFOS 的身体负载。消防员除职业性暴露于AFFFs可导致血清中PFAS 浓度升高以外，消防防护服也可能是其接触PFAS 的另一途径（Hall et al.，2020；Peaslee et al.，2020）。研究还发现，与受军用基地PFAS 污染的饮用水一致，其饮用人群血清中PFOS、PFOA 和PFHxS 含量显著升高（Daly et al.，2018）。

人体对PFAS 的暴露普遍存在，然而要想评估PFAS 对人体的暴露危害程度，确定PFAS 人体安全阈值是关键。目前关于PFAS 的人体安全阈值仍然存在争议，不同国家和组织对于PFAS 的安全限值有不同的标准。例如美国环境保护署（EPA）将PFOS的健康参考剂量（RfD）设定为20 ng·kg-1·d-1（De La Torre et al.，2019），欧洲食品安全局（EFSA）将PFAS 的每日可容忍摄入量（TDI）设定为0.63 ng·kg-1·d-1（PFOA、PFNA、PFHxS 和PFOS 的总和）（Schrenk et al.，2020）。需要注意的是，这些阈值是基于动物实验和流行病学研究的结果，并且仅代表对大多数人群的保护水平。对于特定人群，如孕妇、婴儿和长期暴露于高水平PFAS 的人群，可能需要更严格的阈值。此外，由于PFAS 的长期暴露可能导致慢性毒性效应，因此人体安全阈值的确立仍然是相关领域的研究热点和难点，科学界对于PFAS 的安全性仍然在不断评估和更新。

3 PFAS 的暴露风险评估及预防措施

3.1 暴露风险评估

PFAS 的暴露风险评估主要取决于暴露量，PFAS 暴露量是指人们在特定时间和空间内可能接触到PFAS 的量。这涉及到暴露源（如工业排放、含PFAS 消费品、消防泡沫等）释放的PFAS 含量、环境介质（如空气、水、土壤等）中PFAS 的浓度以及个体对环境介质的接触途径（如吸入、口服、皮肤接触等）。具体的暴露量数值取决于不同的情况和研究条件，包括暴露源的强度、环境介质的特征以及人体暴露途径的特点。人们往往通过监测和采样数据、建模和推算等方法，估计PFAS 的暴露量进而评估人体暴露风险（Dai et al.，2023）。需要注意的是，PFAS 的暴露量是一个动态的指标，可能受到地理、季节、环境条件和人类活动等因素的影响。此外，暴露通量的评估也需要考虑不同人群（如职业暴露人群、一般人群）的暴露水平差异（Sinclair et al.，2020；Mikkonen et al.，2023）。综合来说，PFAS 的暴露量是一个复杂的参数，需要针对具体情况进行研究和评估，以更好地了解人们可能接触到的PFAS 量和潜在风险。目前的研究表明，PFAS可能对人体健康产生不利影响，包括潜在的毒性和致癌性。然而，确切的危害阈值仍在研究中，并且针对不同PFAS 化合物的危害性可能有所不同，不同的人群对相同的PFAS 的敏感性也可能不同（Johnson et al.，2020；Liu et al.，2020）。

人体对PFAS 暴露浓度的测量方法多样，如体外测定和体内测定法。体外测定方法成本低、测定速度快，目前大多数的暴露评估都是采用体外模型方法测定生物接触暴露程度。表2 为不同暴露途径的PFAS 日摄入量估算公式。生物体对PFAS 的生物有效性是评估其健康风险的有效可靠途径，但是由于生物有效性直接测定的难度，目前的风险评估模型都是基于室内环境中空气或灰尘颗粒中的PFAS 浓度水平，因此往往过高估计了暴露健康风险。

当前，针对如何有效预测有机污染物在生物体内的生物有效性，科学家已经开发了几种操作简便、低成本、避免伦理道德的体外胃肠道模拟方法来评估相应污染物的生物有效性（Lu et al.，2021）。Liu et al.（2021）通过小鼠体内模型和体外模拟进行比较，发现食物中的水分、纤维和脂肪是影响高氯酸盐生物利用度的关键因素，不同食物体内高氯酸盐生物利用度的估计范围为 18.0%±4.53%—45.6%±7.11%，顺序为生菜＞猪肉＞大米＞奶粉＞大豆。人体通过膳食和灰尘暴露于PFAS 是目前研究最多的一种途径，开发其生物有效性的方法在人体暴露评估中意义重大，但是到目前为止，只有有限的几项研究探讨了食品和灰尘中PFAS 的生物有效性。Zhu et al.（2023）模拟植物性、动物性食品对室内灰尘中PFAS 的生物有效性进行了研究，结果表明动物性食品中PFAS 的生物有效性高于植物性食品，胆盐浓度通过调节脂质消化影响PFAS 的生物有效性，食品中超长链PFAS 的生物有效性高于灰尘中的。Zhu et al.（2022）还发现食物的组成可能极大地影响PFAS 在人类饮食中的生物有效性，特别是高脂食物，例如，脂肪含量较高的猪肉可增加PFAAs 的生物有效性，因此减少高脂食物的摄入可能有助于降低人类接触PFAAs 的风险。Li et al.（2015）也利用体内小鼠和体外模拟的方法对食品中PFOA 的生物有效性进行了探索，结果发现体内小鼠通过饮水摄入PFOA 的生物有效性范围为4.30%±0.80%—69.0%±11.9%，且与脂质含量呈负相关。当使用体外试验（通过调配模拟胃肠液，计算从胃肠液中提取的与处理前的PFAS 百分比）进行评估时，PFOA 生物有效性因方法而异，分别为8.70%—73.0%（UBM，统一驳船法）、9.80%—99%（PBET，生理提取试验）和21%—114%（IVD，体外消化法）。经过分析，UBM 具有测定食品样品中PFOA 生物有效性的潜力。现有的生物有效性研究证明了直接将介质浓度应用于暴露风险评估模型会高估PFAS 的暴露量，生物有效性则可客观评价生物和人体内外暴露之间的质量平衡。未来继续优化PFAS 暴露风险评估模型，对精确评估人体对PFAS 的暴露风险和优势途径具有重要意义。

环境因素也会对PFAS 风向评估的准确性和客观性产生影响，如温度和湿度：温度和湿度可以影响PFAS 在环境介质中的行为和迁移。例如，温度较高时，PFAS 可能更容易挥发到空气中。湿度可能会影响PFAS 的溶解度和迁移性。以及环境介质，PFAS 在不同的环境介质中具有不同的迁移和转化行为。例如，它们可能通过空气传输到远离污染源的地方，或者直接附载到灰尘中随之迁移（Fu et al.，2015）。其他环境因素：风向和风速等，也会影响PFAS 的传输和扩散。近期，研究还发现了细菌对PFAS 在多孔介质中转运具有潜在影响（Dai et al.，2023）。因此，这些环境因素需要纳入风向评估模型中以增加准确性和客观性。需要注意的是，PFAS 的风向评估是一个复杂的过程，依赖于众多因素和数据。为了增加评估的准确性和客观性，研究人员正在不断改进模型和监测方法，并进行更多的实地研究和数据收集。这有助于提供更可靠的风险评估和环境管理决策。

3.2 预防措施

根据室内环境中PFAS 的来源分析，可以从源头和使用等方面降低室内PFAS 的暴露风险。一方面，针对含PFAS 的家具、建筑材料和消费品等，建议生产商使用其他无健康风险或健康风险低的替代品，从源头上进行预防。对于个人或消费者，选择不含或少含PFAS 的家具、建筑材料和消费品等。例如，合理使用清洁剂和化学品。选择不含PFAS 成分的清洁剂和个人护理产品，并避免使用含有这些化学物质的产品。如果无法避免使用含PFAS 产品，尽量降低使用频率。例如减少家中电子产品的数量并及时清理电子废物，是降低室内PFAS 暴露的措施。另一方面，对于迁移到室内空气和灰尘介质中的PFAS，可控制室内空气质量和减少灰尘存量，如定期通风换气和室内清洁，可以帮助降低室内空气中的PFAS 含量。

4 结论和展望

4.1 结论

综上所述，本文介绍了室内环境中PFAS 的来源，在室内环境介质中的分布特征以及人体暴露于PFAS 的途径，分析了不同人群的暴露特点和PFAS生物有效性的研究进展。室内用品中的PFAS 可以通过消费品释放到室内空气中，或者被灰尘颗粒捕获后随着尘埃积累。室内环境中的PFAS 浓度和类型与家用含PFAS 消费品直接相关，人体血清中的PFAS 情况也反应出了这个问题。室内环境中的PFAS 除了存在于来源消费品本身以外，大多集中于室内灰尘和空气，人类可能通过摄入、吸入和皮肤接触赋存于其中的相关污染物。室内介质中的PFAS污染，在不同地区的研究中呈现出不同的差异。不同研究选择的PFAS 目标化合物具有差异，检测出来的类型、浓度水平也随着地区和室内场所的不同而各具特点。人群的活动范围，活动行为以及自身机体免疫力的差别，使得不同人群即使在同一环境中，暴露程度和暴露风险也是不一样的，职业人群暴露由于长时间持续处于PFAS 环境中，血清中的PFAS 浓度普遍高于普通居民。在同一室内灰尘中暴露于PFOA 的血清浓度百分比儿童大于成人。

暴露在PFAS 环境与人体免疫、神经、内分泌、生殖能力、肝脏毒性等具有关系。生物体对PFAS的生物有效性是评估其健康风险的有效可靠途径，但是由于生物有效性直接测定的难度，目前的风险评估模型都是基于室内环境中空气或灰尘颗粒中的PFAS 浓度水平，因此往往过高估计了暴露健康风险。目前关于PFAS 的人体安全阈值仍然存在争议，人体安全阈值的确立仍然是相关领域的研究热点和难点，科学界对于PFAS 的危险性仍然在不断评估和更新。

4.2 展望

虽然近年来对室内环境中PFAS 的分布特征和暴露风险的研究不断增加，并取得了很多进展，但仍有一些方面值得关注和进一步探索。1）室内环境中PFAS 的来源：室内环境中排放PFAS 的众多来源被确定，包括被怀疑的主要和次要来源，除了职业人群，普通居民的PFAS 摄入量大多在安全阈值之内，不过已经有大量文献报道PFAS 对人体多方面的影响。虽然各国制定了PFAS 的限制生产使用措施，然而以前遗留在环境中的PFAS 和新型的PFAS 代替物还在持续污染生态环境，对生物体安全存在潜在威胁。此外，其从消费品到室内环境介质的迁移转化机制尚不清楚，人体摄入PFAS 的安全阈值还存在争议。因此，除了避免接触含PFAS消费品以外，未来还需要不断探究PFAS 从消费品到环境介质、在不同环境介质中的迁移转化机制，以及如何去除现有环境中的PFAS，降低其环境浓度。这也意味着除了政府规定逐步淘汰使用PFAS外，还需要我们开发绿色新材料代替PFAS 以期获得可持续的解决办法。2）暴露特征：了解室内环境中PFAS 的多样性可以帮助我们采取相应预防措施降低暴露风险。目前大多数研究只涉及少数PFAS，但是PFAS 种类众多，很多未知PFAS 的暴露特征和风险仍然未知，特别是对室内产品中广泛应用的PFAS 侧链聚合物。因此，我们首先需要解决不同研究评估中PFAS 目标化合物的不统一的问题。由于PFAS 的目标测量需要假设特定环境中PFAS 的主要类型，无法全面检测，可能会忽略室内环境中存在的其他数种PFAS。因此，我们可以尝试根据使用功能和空间对不同类型的室内环境进行分类，并统一提取和仪器分析方法，对比不同区域的分析结果。3）暴露风险评估：精确了解室内环境中PFAS人体暴露量是评估暴露风险的有效方法，目前仅通过检测环境介质中PFAS 浓度来评估暴露风险是不够的，生物有效性是评估人体暴露于PFAS 较为精确有效的方法，然而体内实验难度较大，人体接触膳食和灰尘暴露于PFAS 是目前研究最多的途径，构建不同途径暴露于PFAS 生物有效性的体外研究方法在人体暴露评估中意义重大，但是到目前为止，只有几项研究探讨了食品和灰尘中PFAS 的生物有效性。可通过不断优化体外模拟技术探究人体通过不同途径对PFAS 的摄入，开发出更精确有效的PFAS 生物有效性模型，从而准确评估PFAS 的暴露风险。