2021, Vol. 42
2. 中国科学院城市环境研究所, 城市环境与健康重点实验室, 厦门 361021
, CHEN Jing-wen1
, TANG Wei-hao1 , CUI Yun-han1 , WANG Zhong-yu1 , SONG Guo-bao1 , CHEN Wei-qiang2
2. Key Laboratory of Urban Environment and Health, Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China
化学品促进了人类社会的发展和生活质量的提升, 但人类也承受着化学品导致的负面影响.具有持久性、生物累积性和毒性(PBT特性)的化学品进入环境后, 会对人体和生态健康造成危害[1, 2].据欧洲环境署发布的数据, 2016年欧洲消费的3.45亿t化学品中, 约62%会对人体健康构成危害[3]. 2019年3月, 联合国环境署(UNEP)发布的报告[4]指出：2000~2017年, 全球化学品(不含药品)工业产能几乎翻了一番, 从12亿t增加到23亿t, 且“截止2020年, 最大限度地减少化学品和废物不利影响”的全球目标无法兑现.为减少化学品对人体和生态健康造成的不利影响, 健全化学品管理(sound management of chemicals)势在必行.掌握化学品在生产、制造、使用及废弃处置等生命周期过程中的流动、储存及释放规律可为健全化学品管理提供重要依据.
目前, 全球市场中使用的化学品及混合物数量已超过35万种[5].其中, 全氟辛烷磺酰基化合物(perfluorooctane sulfonate, PFOS), 即含全氟辛烷磺酰基[CF3(CF2)7SO3-]的盐、衍生物和聚合物等多种物质[6, 7], 因具有良好的疏水性、疏油性、耐高温性及耐酸性, 被作为性能优异的表面活性剂, 大量生产并广泛应用于纺织、皮革、电镀、消防、农药及食品包装等行业[8].这使其不可避免地释放到环境中[9~12].PFOS具有PBT特性, 进入环境后会对人体和生态健康造成危害[13~15].
随着PFOS的危害性被逐渐认知, 许多国家渐次停止了PFOS及其相关产品的生产.例如, 曾是世界上最大PFOS生产厂家的美国3M公司, 于2000年正式宣布“在2002年之前逐步淘汰PFOS和类似化学品的生产”, 这使全球PFOS产量急剧下降[16, 17].与全球产量的下行趋势不同, 21世纪伊始, 我国PFOS产量逐步增加. 2009年5月, POPs公约第四次缔约方大会召开, 会议将PFOS作为新增持久性有机污染物列入公约附件B中[18].中国作为缔约方, 开始逐步禁止PFOS除特定豁免和可接受用途外的生产、流通、使用和进出口[19].虽然PFOS在我国的生产和使用逐渐受限, 但目前我国仍是世界上为数不多的PFOS生产国之一[8].至今, PFOS生产和使用的环境影响依然持久且显著.因此, 有必要探明中国PFOS生命周期过程的流动、储存和释放规律, 为健全我国PFOS管理提供科学依据.
物质流分析(material flow analysis, MFA)是基于质量守恒定律, 在特定时空范围内, 对特定系统中物质的流动和储存进行系统性分析和评价的方法[20, 21].动态物质流分析(dynamic material flow analysis, d-MFA)则可进一步揭示特定系统或区域内物质的流量和存量随时间变化的规律[22].前人利用d-MFA方法对典型化学品展开了研究.例如, Abbasi等[23]量化了1970~2050年全球多溴二苯醚同系物的存量和排放量; Xue等[24]模拟了1976~2030年日本电子产品中十溴二苯醚生命周期的流动、储存和释放; Jiang等[25]剖析了2000~2014年中国双酚A的流动、储存及环境释放问题.然而, 目前针对PFOS等全球市场中高风险、高通量化学品的d-MFA研究极其有限.Lang等[26]量化分析了2013年美国城市垃圾填埋场渗滤液中PFOS的释放; Shi等[27]研究了中国山东小清河中PFOS的直接排放.但二者均局限于区域尺度、单一年份和单一过程, 缺少对较大时空范围内和化学品全生命周期过程的整体性和系统性分析.Chen等[28]使用d-MFA方法揭示了2000~2030年加利福尼亚地毯中PFOS的流动、储存和释放规律, 但未能全面考察PFOS的所有相关产品.
本研究采用d-MFA方法, 首次构建了中国PFOS的动态物质流模型, 追踪了目前所知的所有下游产品类别中PFOS的生命周期过程, 对1985~2019年中国PFOS的流动、储存和释放展开了整体、系统的动态评估, 并对结果进行了灵敏度和不确定性分析.
1 材料与方法 1.1 系统范围界定我国大规模生产并使用PFOS始于20世纪80年代中期, 故时间范围设定为1985~2019年; 考虑我国香港、澳门和台湾地区的基础数据较难获取, 空间范围设定为大陆地区.动态物质流分析框架如图 1所示.该框架包括PFOS生产、产品生产、产品使用和末端处理这4个生命周期阶段.由于数据的局限性及物质流过程的复杂性, 本研究仅量化各阶段的流量(F1~F12)、在用存量(S)及土地填埋存量(Slandfill).
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箭头方向表示PFOS在系统中的流向, 虚线框内为研究的系统范围 图 1 中国PFOS动态物质流分析框架 Fig. 1 Framework for dynamic material flow analysis of PFOS in China |
本阶段的流量包括PFOS的净贸易量(F1)、环境释放量(F2)及流向产品生产阶段的PFOS量(F3).计算方法如下：
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(1) |
式中, Ftim和Ftex分别表示第t年PFOS的进口量(t)和出口量(t), 数据源自文献[29]; 1985~2000年缺失的数据基于对现有数据趋势的分析拟合计算. 2000年以前, 中国PFOS主要依赖进口, 出口较少.随着美国3M公司的停产和国内生产技术的进步[16], 2001~2008年, 进口量呈平稳下降趋势, 出口量急剧增加.故对2001~2008年的进出口数据作指数拟合, 估算1985~2000年的数据.
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(2) |
式中, Ftdom示第t年PFOS的国内生产量(t), 数据来自文献[6, 8, 30, 31]; 1985~2000年缺失的数据基于对现有数据趋势的分析拟合计算. Em表示PFOS生产阶段的排放因子(%), 即向环境介质m(空气、废水及土壤)中释放的PFOS量占其总量的百分比, 数据源于文献[17].
我国自20世纪50年代开始生产PFOS, 但起初产量增速缓慢[32]. 21世纪初, 国内产量迅速增长, 并于2008年达到最大值.因此, 对2001~2008年的国内产量数据作指数拟合, 估算1985~2000年的数据.
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(3) |
本阶段的流量包括进出口产品中所含PFOS的净流量(F4)、环境释放量(F5)及流向产品使用阶段的PFOS量(F6).根据UNEP对PFOS下游消费产品的分类标准[33], 将所有含PFOS的相关产品分为12类：纺织品和家具装饰品、人造地毯、皮革和服装、纸张和包装、工业和家用表面活性剂、涂料和油(清)漆、墨粉和印刷油墨、密封剂和黏合剂、医疗器械、消防泡沫液、航空液压油、杀虫剂.计算方法如下：
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(4) |
式中, Ft, iim、Ft, iex和Ft, idom分别代表第t年产品i的进口量(t)、出口量(t)和国内产量(t), 数据来自文献[29], 部分年份缺失的数据基于经济指标估算. Ci表示产品i的PFOS含量因子(%), 即单位质量产品中含有的PFOS质量, 数据参考UNEP发布的PFOS及相关化学品清单指南[33]和文献[34].
在经济全球化背景下, 国内国际贸易需求量与生产力水平和经济发展状况呈正相关, 如产量和贸易量往往与国内生产总值(GDP)和进出口贸易总额的增减趋势一致[35].故在前人研究基础上[36, 37], 假设缺失的产品产量和进出口量数据的增长速率分别与国家统计年鉴[38]中工业GDP和化学品及有关产品进出口总额的增长速率保持一致, 以弥补缺失年份的数据.
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(5) |
式中, Ei, m为生产产品i向环境介质m的排放因子(%), 数据参考英国环境署环境风险评估报告[39]及文献[8, 40].
目前尚未有方法可以评估我国市场中PFOS产品的渗透率(penetration)[30], 即下游各产品类别中PFOS的含量, 故并非12类下游产品中的每个产品都含有PFOS, 致使Ft, idom参数偏高.因此, 采用如下方法减小参数误差：首先, 利用Ft, idom和Ci计算每类产品中的PFOS含量; 基于此, 计算每类产品的PFOS含量占12类产品中PFOS总含量的比例; 然后, 将F3按所求比例分配到各类产品中, 进而求得国内生产的各类产品中PFOS的含量.同理, 出口产品源于国内生产, 故对Ft, iex同比缩小; 因Ft, iex≫Ft, iim, 故在未知国际市场中PFOS产品渗透率的情况下, 假设Ft, iim与Ft, iex同比缩小.
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(6) |
本阶段的流量包括达到使用寿命终点而进入末端处理(End-of-Life management)阶段的产品中所含的PFOS量(F7)和环境释放量(F8).此外, 考虑在用存量(in-use stock, S), 即在特定时间、特定系统边界内, 正在被使用的物质质量[41].计算方法如下：
利用Jiang等[25]的方法, 采用正态分布寿命模型, 即假设产品的使用寿命服从正态分布, 从生产年份开始逐年计算产品的淘汰概率：
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(7) |
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(8) |
式中, Pjt, i表示第j年生产的产品i在第t年达到使用寿命终点的概率. μi和σi2分别表示产品i使用寿命的平均值(年)和标准差(年), 数据参考瑞士联邦环境署物质流分析报告[42]、文献[43~47]及市场调研结果.
采用“自上而下”的方法计算S, 即累加输入量和输出量的差值[48]：
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(9) |
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式中, St和St-1分别代表第t年末和第t-1年末的在用存量(t), ΔSt表示第t年在用存量的变化量(t). 1985年前, 我国PFOS产品使用量极少, 故假设S1984=0.
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(11) |
式中, Ei, m表示产品i使用阶段向环境介质m中的排放因子(%), 数据参考英国环境署环境风险评估报告[39]、瑞士联邦环境署物质流分析报告[42]、欧盟风险评估技术指导文件[49]及文献[8, 40].
1.2.4 末端处理阶段根据欧盟报告[50]及行业报告[31], PFOS废弃产品主要通过回收、焚烧、土地填埋及其它处理方式进行处置.本阶段的流量包括回收的废弃产品中所含的PFOS量(F9)、焚烧的废弃产品中所含的PFOS量(F10)、焚烧过程的环境释放量(F11)及土地填埋的环境释放量(F12).此外, 考虑土地填埋存量(Slandfill).计算方法如下：
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式中, αt、βt和γt分别代表第t年回收、焚烧和土地填埋处理方式的占比(%), 数据源于文献[30]. Slandfillt, i和Slandfillt-1, i分别表示第t年末和第t-1年末的土地填埋存量(t).ΔSlandfillt, i表示第t年土地填埋存量的变化量(t).
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(16) |
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(17) |
式中, Em表示末端处理过程向环境介质m中的排放因子(%), 数据参考瑞士联邦环境署物质流分析报告[42].
1.3 灵敏度分析与不确定性分析 1.3.1 灵敏度分析为比较输入参数对模型计算结果影响的相对大小, 进行灵敏度分析.在每个输入参数大小依次增加或减少10%的情况下, 计算相对灵敏度：
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(18) |
式中, Sa表示输入参数a的相对灵敏度.Xa和Ya分别代表a的原始输入值及输出值. ΔXa和ΔYa分别表示a发生±10%变化的情况下, 输入和输出数值的相对变化量.
1.3.2 不确定性分析为进一步量化关键参数对模型计算结果可靠程度的影响, 进行不确定性分析.选取灵敏度分析中Sa>1的输入参数, 参考前人研究[25, 28, 51], 假设参数服从正态分布并进行蒙特卡洛模拟, 重复10 000次, 统计输出结果的变化范围.采用Laner等[52]提出的方法, 计算正态分布的标准差：
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(19) |
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(20) |
式中, σ为正态分布的标准差; μ为正态分布的平均值, 即原始输入参数值. cvtot表示总变异系数; cvreliabillity、cvcompleteness、cvtemp.corr.、cvgeogr.corr.和cvother corr.分别表示与输入参数可靠性、完整性、时间相关性、空间相关性和其它与相关性有关的变异系数, 其通过对输入数据的灵敏度级别和数据质量进行评估和打分而确定[52].
2 结果与讨论 2.1 1985~2019年中国PFOS的累积流量、存量和累积环境释放量从我国PFOS的累积流量、存量及累积环境释放量计算结果可以看出(图 2), 国内生产是我国PFOS的主要来源, 占比达90.3%, 仅9.72%来自贸易进口. 74.9%的PFOS用于产品生产, 23.8%以原料形式出口, 剩余释放到环境中. 85.4%的产品在国内使用, 14.6%出口国外.其中, 纺织品和家具装饰品、皮革和服装、纸张和包装、涂料和油(清)漆是国内生产和出口的主要产品.由此可见, 我国PFOS主要以各种终端产品的形态流入国内市场, 且不同行业的需求存在显著差异; 贸易往来中, 以原料和产品出口为主, 进口相对较少.
产品中62.3%的PFOS在使用阶段释放到环境中, 超过了末端处理阶段的PFOS总量, 说明产品使用是环境中PFOS人为释放的主要来源.但目前计算环境释放量的排放因子参考欧洲数据[8, 39, 40, 42, 49], 我国与欧洲在产品结构、自然条件等方面的不同, 可导致排放因子存在差异, 会导致计算结果的不确定性, 未来需测算基于我国现状的排放因子数据.值得指出的是, PFOS前体物的转化也是环境中PFOS的主要来源[53], 故测算PFOS的环境浓度时须考虑此因素.
废弃产品中的PFOS有99.3%通过焚烧、土地填埋等传统方式进行处置, 0.697%的PFOS进入下一生命周期循环中.相比于回收, 焚烧和土地填埋处理方式向环境中释放了更多的PFOS(如图 2), 会对人体和生态健康产生不利影响[13~15].因此, 有必要通过管理手段, 鼓励相关产品的资源化再利用.但考虑到产品特征存在差异, 对于不易回收(如消防泡沫液)或回收成本高的产品, 需进一步优化末端处理技术、提升末端处理能力.
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彩线粗细表示流量大小, 颜色与图 1对应 图 2 1985~2019年中国PFOS流量和存量图 Fig. 2 PFOS flows and stocks in China for the period 1985-2019 |
中国PFOS输入量和输出量的逐年变化情况如图 3所示.整体来看, 输入量远大于输出量. 2000年之前, 输入量和输出量均较低且处于相对稳定状态, 随后两者数值激增, 达到顶峰后渐减.我国PFOS的生产和贸易流通起步较晚, 21世纪起, 国内外需求量的增加极大地提升了PFOS的产量和贸易量. 2009年“POPs公约”颁布后, 我国对不同用途的PFOS规定了不同的限制要求, 使得PFOS的产量和贸易量又逐渐下降.
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(a)PFOS总输人-输出量, (b)产品中PFOS的输人-输出量, (c)产品中PFOS输人输出量的局部放大; 输出量以负值表示 图 3 中国PFOS年均输入-输出量 Fig. 3 Annual PFOS inflows and outflows in China |
2008年, 总输入量达到最大值(年均256 t), 约为1995年(15.7 t)的16倍.随着国内生产量的增加, PFOS直接进口量总体呈下降趋势, 1985年和2019年分别为37.7 t和2.08 t.尽管如此, PFOS生产和直接进口仍是总输入量的主要贡献者, 占比达97.8%, 而PFOS产品进口的占比相对较小, 仅有2.18%.其中, 纸张和包装、涂料和油(清)漆、皮革和服装、纺织品和家具装饰品为主要进口的PFOS产品.总输出量峰值出现在2011年, 达90.6 t, 2019年下降至49.6 t.PFOS和PFOS产品的出口量分别占总输出量的70.1%和29.9%.在出口产品中, 皮革和服装占比最大, 其余产品水平相当.可见, 国内生产和直接进出口贸易在我国PFOS产业中占据主导地位, 皮革和服装是对PFOS依赖性较强的行业.PFOS的国内生产和国际贸易在推动着我国社会经济发展的同时, 也会因环境释放造成环境压力.因此, 未来有必要通过积极寻找低风险、高效能的替代品, 实现科技创新与经济社会发展全局的融合, 以推动产业结构向经济化和高端化方向发展.
2.3 PFOS存量图 4呈现了中国PFOS的在用存量随时间的变化情况. 2004年之前在用存量较小, 随后急速增长, 2019年达1 522 t, 是2002年(12.5 t)的近122倍.其中, 纸张和包装、涂料和油(清)漆、皮革和服装、纺织品和家具装饰品占比最大, 2019年分别占总在用存量的34.5%、25.1%、24.4%和14.6%.虽然我国已逐步实施PFOS禁令, 但早期积累的存量已投入市场, 致使近年来在用存量仍持续增高.在用存量是未来废弃流的潜在来源, 故需要提前制定应对措施以减轻PFOS可能造成的环境负担, 特别是对于在用存量较大产品(如纸张和包装), 有必要研发专门的处理流程.
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(b)为(a)的局部放大; 虚线表示不确定性分析得出的最低和最高估计值 图 4 中国PFOS在用存量 Fig. 4 In-use PFOS stocks in China |
中国PFOS土地填埋存量的逐年变化情况如图 5所示. 1985~2019年, 我国PFOS土地填埋存量呈直线上升趋势, 由1.11 t增加至463 t.土地填埋存量是环境释放量的潜在来源, 且填埋的PFOS会在土壤中发生迁移转化, 进而污染土壤和地下水[54], 故有必要对土地填埋场及其周围区域进行持续性地风险评估.此外, 需大力发展先进的土地填埋和污染场地修复技术, 以减少PFOS环境释放量、减轻PFOS污染问题.
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(b)为(a)的局部放大; 虚线表示不确定性分析得出的最低和最高估计值 图 5 中国PFOS土地填埋存量 Fig. 5 Landfilled PFOS stocks in China |
通过不同方式处理的PFOS废弃量的逐年变化趋势如图 6所示. 20世纪80年代中期我国开始广泛使用PFOS产品后, 土地填埋方式处理废弃物的占比由1985年的99.7%减少至2019年的70.0%, 但其仍是我国主流的末端处理手段.回收、焚烧和其它处理方式占比均略微增加, 回收的增长百分比最大, 为13.4%.可见, 我国PFOS的末端处理方式已展现出由“土地填埋主导”向“回收驱动”转型的态势, 但受产品类别和回收成本等因素的影响, 目前转化效果尚不明显.因此, 未来既要进一步研究PFOS相关产品的回收利用技术、实现更加高效的闭路循环体系, 也需加快发展末端无害化处理的新技术.值得指出的是, 在产品使用寿命数据量有限的情况下, 本研究参考文献[25, 28], 假设产品使用寿命服从正态分布.有研究表明正态分布对在用存量影响很小[55], 而对末端处理量影响较大, 故未来有必要比较不同寿命分布函数对PFOS末端处理量模拟结果的影响.
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虚线表示不确定性分析得出的最低和最高估计值 图 6 中国PFOS年均末端处理量 Fig. 6 Annual end-of-life PFOS flows in China |
中国PFOS生命周期过程的环境释放量随时间的动态变化情况如图 7所示.总体来看, 2004年前环境释放量较小, 这与PFOS的消费量较小有关. 2005年起, 环境释放量呈线性增长, 主要由于PFOS消费量增多致使环境释放量急剧增加.随着2009年PFOS禁令的实施, 产量和消费量的减少直接促成了环境释放量出现拐点.此外, 生产技术的革新也是减少PFOS环境释放量的重要因素.PFOS是具有毒性的化学品, 其大量释放将带来环境风险.因此, 需积极寻找替代品和替代技术, 以便从源头减少PFOS的环境释放.
土壤和水体是我国PFOS主要的汇, 2019年进入两者的PFOS量分别占总释放量的63.7%和35.8%(如图 7).土壤污染具有隐蔽性、滞后性和累积性[56], 进入土壤的污染物不易被察觉, 其在环境中的浓度逐年累积, 超过一定阈值后对环境的危害才逐渐显现, 故这部分PFOS的释放尤其值得关注.进入土壤中的PFOS还会发生迁移和转化, 从而导致土壤和地下水的污染[54], 因此, 需强化土壤污染治理和修复技术.水体污染扩散速度大且影响范围广, 故PFOS向水体的释放不容忽视.未来有必要利用环境监测和水污染控制技术对水体中的PFOS进行精准测定和有效治理, 同时需进一步加强对PFOS向水体中释放的管控力度.此外, 多介质环境模型能够根据化学品的环境释放量模拟和预测化学品在环境介质中的浓度分布[57], 未来可基于PFOS的环境释放量构建多介质环境模型, 预测其环境浓度, 进而为PFOS风险评价和管理等提供科学依据.
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虚线表示不确定性分析得出的最低和最高估计值 图 7 中国PFOS年均环境释放量 Fig. 7 Annual PFOS environmental emissions in China |
灵敏度分析结果如图 8所示.多数输入参数的相对灵敏度满足|Sa| < 0.5, 表明多数输入参数对计算结果的影响不大.但当PFOS国内产量、进口量和出口量发生变化时, 50%的相对灵敏度满足|Sa| < 0.5, 表明三者是对计算结果影响较大的参数.蒙特卡洛模拟结果见图 4~7.2019年, PFOS在用存量、土地填埋存量、末端处理量、环境释放量的不确定性范围分别为1 362~1 719、410~519、13.9~17.4和107~138 t.可见, 三者对在用存量的计算结果影响最大.数据缺乏是物质流分析中不确定性大的主要原因[58], 因此, 进一步加强数据统计、提升数据质量是未来减小不确定性的重要手段.此外, 未来也可基于d-MFA结果构建多介质环境模型, 预测PFOS的环境浓度, 通过对比浓度预测值与实测值, 间接验证研究结果的不确定性.
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(a) 输入参数依次减少10%时的灵敏度分析结果, (b) 输入参数依次增加10%时的灵敏度分析结果; 纵轴为各生命周期阶段的输入参数, 横轴为对应的输出结果; 颜色深浅表示相对灵敏度的大小 图 8 动态物质流分析输入参数的灵敏度分析结果 Fig. 8 Sensitivity analysis results for input parameters of dynamic material flow analysis |
本研究构建了中国PFOS的动态物质流分析模型, 系统研究了1985~2019年我国大陆地区PFOS的流量、存量及释放量, 并分析了结果的灵敏度和不确定性.结果表明, 在“源-汇”维度, 国内生产是我国PFOS主要的源, 且多以终端产品的形态供应国内市场, 仅少量通过出口流向国际市场; 土壤和水体是我国PFOS主要的汇, 关注产品使用阶段是控制水体和土壤PFOS污染的关键环节.在时间维度, 输入量、输出量、在用存量和环境释放量早年较小, 输入量和输出量自2000年逐步增加, 2009年颁布的“POPs公约”使两者明显下降; 2005年起, 在用存量和环境释放量逐年增长, 土地填埋存量自1985年起直线上升.此外, 以土地填埋和焚烧等传统方式为主的末端处理方式有待优化转型.未来可通过使用低风险替代物降低PFOS的流量、存量和环境释放量.本研究结果为中国PFOS的风险管理提供了科学依据.
| [1] | Rappaport S M, Smith M T. Environment and disease risks[J]. Science, 2010, 330(6003): 460-461. DOI:10.1126/science.1192603 |
| [2] | Kidd K A, Blanchfield P J, Mills K H, et al. Collapse of a fish population after exposure to a synthetic estrogen[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2007, 104(21): 8897-8901. DOI:10.1073/pnas.0609568104 |
| [3] | Statistical Office of the European Union. Production of toxic chemicals by toxicity class[EB/OL]. https://www.eea.europa.eu/data-and-maps/daviz/production-of-toxic-chemicals-by-3#tab-chart_1, 2018-11-28. |
| [4] | United Nations Environment Programme. Global chemicals outlook Ⅱ: from legacies to innovative solutions[R]. Nairobi: United Nations Environment Programme, 2019. |
| [5] | Wang Z Y, Walker G W, Muir D C G, et al. Toward a global understanding of chemical pollution: a first comprehensive analysis of national and regional chemical inventories[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(5): 2575-2584. |
| [6] | Xie S W, Wang T Y, Liu S J, et al. Industrial source identification and emission estimation of perfluorooctane sulfonate in China[J]. Environment International, 2013, 52: 1-8. DOI:10.1016/j.envint.2012.11.004 |
| [7] |
郭睿, 蔡亚岐, 江桂斌, 等. 全氟辛烷磺酰基化合物(PFOS)的污染现状与研究趋势[J]. 化学进展, 2006, 18(6): 808-813. Guo R, Cai Y Q, Jiang G B, et al. Current research of perfluorooctane sulfonate[J]. Progress in Chemistry, 2006, 18(6): 808-813. DOI:10.3321/j.issn:1005-281X.2006.06.016 |
| [8] | Zhang L, Liu J G, Hu J X, et al. The inventory of sources, environmental releases and risk assessment for perfluorooctane sulfonate in China[J]. Environmental Pollution, 2012, 165: 193-198. DOI:10.1016/j.envpol.2011.09.001 |
| [9] | Yao Y M, Zhao Y Y, Sun H W, et al. Per-and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in indoor air and dust from homes and various microenvironments in China: implications for human exposure[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(5): 3156-3166. |
| [10] | Boulanger B, Vargo J, Schnoor J L, et al. Detection of perfluorooctane surfactants in Great Lakes water[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(15): 4064-4070. |
| [11] | Lechner M, Knapp H. Carryover of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) from soil to plant and distribution to the different plant compartments studied in cultures of carrots (Daucus carota ssp. Sativus), potatoes (Solanum tuberosum), and cucumbers (Cucumis Sativus)[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2011, 59(20): 11011-11018. DOI:10.1021/jf201355y |
| [12] | Erickson B. US EPA proposal green-lights glyphosate[J]. C&EN Global Enterprise, 2019, 97(18). DOI:10.1021/cen-09718-polcon2 |
| [13] | Sunderland E M, Hu X C, Dassuncao C, et al. A review of the pathways of human exposure to poly-and perfluoroalkyl substances (PFASs) and present understanding of health effects[J]. Journal of Exposure Science & Environmental Epidemiology, 2019, 29(2): 131-147. |
| [14] | Lim X Z. Tainted water: the scientists tracing thousands of fluorinated chemicals in our environment[J]. Nature, 2019, 566(7742): 26-29. DOI:10.1038/d41586-019-00441-1 |
| [15] | Hogue C. High levels of PFOS, PFOA trigger state of emergency[J]. C&EN Global Enterprise, 2018, 96(32). DOI:10.1021/cen-09632-polcon1 |
| [16] | 3M. Phase-out plan for POSF-based products[EB/OL]. https://www.fluoridealert.org/wp-content/pesticides/pfos.fr.final.docket.0009.pdf, 2000-07-07. |
| [17] | Paul A G, Jones K C, Sweetman A J. A first global production, emission, and environmental inventory for perfluorooctane sulfonate[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(2): 386-392. |
| [18] | UNEP. Listing of perfluorooctane sulfonic acid, its salts and perfluorooctane sulfonyl fluoride[EB/OL]. https://www.informea.org/en/decision/listing-perfluorooctane-sulfonic-acid-its-salts-and-perfluorooctane-sulfonyl-fluoride, 2009-10-01. |
| [19] | UNEP. Submissions by parties for consideration by the conference of the parties regarding the recommendations of the persistent organic pollutants review committee[EB/OL]. https://www.informea.org/zh-hans/node/474536, 2009-04-08. |
| [20] |
毕军, 黄和平, 袁增伟, 等. 物质流分析与管理[M]. 北京: 科学出版社, 2009: 6-7. Bi J, Huang H P, Yuan Z W, et al. Material flow analysis and management[M]. Beijing: Science Press, 2009: 6-7. |
| [21] | 董家华. 环境友好的物质流分析与管理[M]. 北京: 化学工业出版社, 2014: 1-10. |
| [22] | Graedel T E. Material flow analysis from origin to evolution[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(21): 12188-12196. |
| [23] | Abbasi G, Li L, Breivik K. Global historical stocks and emissions of PBDEs[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(11): 6330-6340. |
| [24] | Xue M Q, Zhou L, Kojima N, et al. Decabromodiphenyl ether (DecaBDE) in electrical and electronic equipment in Japan: stock, emission, and substitution evaluation[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(22): 13224-13230. |
| [25] | Jiang D Q, Chen W Q, Zeng X L, et al. Dynamic stocks and flows analysis of bisphenol A (BPA) in China: 2000-2014[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(6): 3706-3715. |
| [26] | Lang J R, Allred B M, Field J A, et al. National estimate of per-and polyfluoroalkyl substance (PFAS) release to U.S. municipal landfill leachate[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(4): 2197-2205. |
| [27] | Shi Y L, Vestergren R, Xu L, et al. Characterizing direct emissions of perfluoroalkyl substances from ongoing fluoropolymer production sources: a spatial trend study of Xiaoqing river, China[J]. Environmental Pollution, 2015, 206: 104-112. DOI:10.1016/j.envpol.2015.06.035 |
| [28] | Chen J J, Tang L B, Chen W Q, et al. Flows, stock, and emissions of poly-and perfluoroalkyl substances in California carpet in 2000-2030 under different scenarios[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(11): 6908-6918. |
| [29] | 北京旗讯信息咨询有限公司. 2000-2019年中国PFOS产品产量及进出口数据报告[EB/OL]. http://www.qxcu.com/report, 2020-08-17. |
| [30] | Lim T C, Wang B, Huang J, et al. Emission inventory for PFOS in China: review of past methodologies and suggestions[J]. The Scientific World Journal, 2011, 11(11). DOI:10.1100/2011/868156 |
| [31] | 上海环盟投资咨询有限公司. 中国表面活性剂市场深度调研及投资策略分析报告[EB/OL]. http://www.chinaiern.com/aboutus/service, 2020-07-29. |
| [32] |
张昕, 李艳萍, 乔琦. 基于清洁生产的PFOSF/PFOS生产行业履约路径研究[J]. 环境工程技术学报, 2018, 8(6): 679-685. Zhang X, Li Y P, Qiao Q. The convention implementation of PFOSF/PFOS production industry based on cleaner production[J]. Journal of Environmental Engineering Technology, 2018, 8(6): 679-685. DOI:10.3969/j.issn.1674-991X.2018.06.090 |
| [33] | UNEP. Guidance for the inventory of perfluorooctane sulfonic acid (PFOS) and related chemicals listed under the stockholm convention on Persistent Organic Pollutants[EB/OL]. http://chm.pops.int/Implementation/NationalImplementationPlans/GuidanceArchive/GuidancefortheinventoryofPFOS/tabid/3169/Default.aspx, 2017-01. |
| [34] | Korucu M K, Gedik K, Weber R, et al. Inventory development for perfluorooctane sulfonic acid (PFOS) in Turkey: challenges to control chemicals in articles and products[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(19): 14537-14545. DOI:10.1007/s11356-014-3924-2 |
| [35] |
刘昱, 肖春来. 不同经济发展水平的国家进出口贸易总额与GDP之间的关系[J]. 统计学与应用, 2018, 7(5): 557-568. Liu Y, Xiao C L. The relationship between the total import and export trade and GDP of different economic development levels[J]. Statistics and Application, 2018, 7(5): 557-568. |
| [36] | Hao M, Wang P, Song L L, et al. Spatial distribution of copper in-use stocks and flows in China: 1978-2016[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 261. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.121260 |
| [37] | Song L L, Wang P, Hao M, et al. Mapping provincial steel stocks and flows in China: 1978-2050[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 262. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.121393 |
| [38] | 国家统计局. 中国统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2020. |
| [39] | Brooke D, Footitt A, Nwaogu T A. Environmental risk evaluation report: perfluorooctane sulphonate (PFOS)[R]. Watford: Environment Agency, 2004. |
| [40] | Liu Z Y, Lu Y L, Wang P, et al. Pollution pathways and release estimation of perfluorooctane sulfonate (PFOS) and perfluorooctanoic acid (PFOA) in central and eastern China[J]. Science of the Total Environment, 2017, 580: 1247-1256. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.12.085 |
| [41] | Chen W Q, Graedel T E. In-use product stocks link manufactured capital to natural capital[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2015, 112(20): 6265-6270. DOI:10.1073/pnas.1406866112 |
| [42] | Buser A, Morf L. Substance flow analysis for Switzerland: perfluorinated surfactants perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoic acid (PFOA)[R]. Bern: Federal Office for the Environment, 2009. |
| [43] | Petersen A K, Solberg B. Greenhouse gas emissions and costs over the life cycle of wood and alternative flooring materials[J]. Climatic Change, 2004, 64(1-2): 143-167. DOI:10.1023/B:CLIM.0000024689.70143.79 |
| [44] | Potting J, Blok K. Life-cycle assessment of four types of floor covering[J]. Journal of Cleaner Production, 1995, 3(4): 201-213. DOI:10.1016/0959-6526(95)00082-8 |
| [45] | Keoleian G A, Blanchard S, Reppe P. Life-cycle energy, costs, and strategies for improving a single-family house[J]. Journal of Industrial Ecology, 2000, 4(2): 135-156. DOI:10.1162/108819800569726 |
| [46] | Sotayo A, Green S, Turvey G. Carpet recycling: a review of recycled carpets for structural composites[J]. Environmental Technology & Innovation, 2015, 3: 97-107. |
| [47] | Mithraratne N, Vale B. Life cycle analysis model for New Zealand houses[J]. Building and Environment, 2004, 39(4): 483-492. DOI:10.1016/j.buildenv.2003.09.008 |
| [48] | European Commission. Economy-wide material flow accounts and derived indicators: a methodological guide[R]. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, 2001. |
| [49] | European Commission. Technical guidance document on risk assessment[EB/OL]. https://ec.europa.eu/jrc/en/publication/eur-scientific-and-technical-research-reports/technical-guidance-document-risk-assessment-part-1-part-2, 2003-04. |
| [50] | ESWI. Study on waste related issues of newly listed POPs and candidate POPs[R]. Munich: European Commission, 2011. |
| [51] | Liu Q C, Cao Z, Liu X J, et al. Product and metal stocks accumulation of China's megacities: patterns, drivers, and implications[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(8): 4128-4139. |
| [52] | Laner D, Feketitsch J, Rechberger H, et al. A novel approach to characterize data uncertainty in material flow analysis and its application to plastics flows in Austria[J]. Journal of Industrial Ecology, 2016, 20(5): 1050-1063. DOI:10.1111/jiec.12326 |
| [53] | Chen M, Qiang L W, Pan X Y, et al. In vivo and in vitro isomer-specific biotransformation of perfluorooctane sulfonamide in common carp (Cyprinus carpio)[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(23): 13817-13824. |
| [54] | Mejia-Avendaño S, Zhi Y, Yan B, et al. Sorption of polyfluoroalkyl surfactants on surface soils: effect of molecular structures, soil properties, and solution chemistry[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(3): 1513-1521. |
| [55] | Kleijn R, Huele R, van der Voet E. Dynamic substance flow analysis: the delaying mechanism of stocks, with the case of PVC in Sweden[J]. Ecological Economics, 2000, 32(2): 241-254. DOI:10.1016/S0921-8009(99)00090-7 |
| [56] | 中华人民共和国生态环境部. 与水体和大气污染相比, 土壤污染具有哪些特点?[>EB/OL]. http://www.mee.gov.cn/home/ztbd/rdzl/trfz/xgjd/201606/t20160601_353120.shtml, 2016-06-01. |
| [57] |
贺莹莹, 李雪花, 陈景文. 多介质环境模型在化学品暴露评估中的应用与展望[J]. 科学通报, 2014, 59(32): 3130-3143. He Y Y, Li X H, Chen J W. Use of multimedia environmental models in chemical exposure assessments[J]. Chinese Science Bulletin, 2014, 59(32): 3130-3143. |
| [58] | Meylan G, Reck B K, Rechberger H, et al. Assessing the reliability of material flow analysis results: the cases of rhenium, gallium, and germanium in the United States economy[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(20): 11839-11847. |