石家庄道路灰尘中全氟/多氟化合物及其新型替代品的污染特征及健康风险评估

引用本文

李鹏飞, 王媛, 杨晨, 史亚利, 崔建升. 石家庄道路灰尘中全氟/多氟化合物及其新型替代品的污染特征及健康风险评估[J]. 环境科学, 2023, 44(3): 1593-1601.

LI Peng-fei, WANG Yuan, YANG Chen, SHI Ya-li, CUI Jian-sheng. Pollution Characteristics and Health Risk Assessment of Per- and Polyfluoroalkyl Substances and Emerging Alternatives in Road Dust, Shijiazhuang[J]. Environmental Science, 2023, 44(3): 1593-1601.

石家庄道路灰尘中全氟/多氟化合物及其新型替代品的污染特征及健康风险评估

李鹏飞¹, 王媛^1,2, 杨晨¹, 史亚利^2,3, 崔建升^1,4

1. 河北科技大学环境科学与工程学院, 石家庄 050018;
2. 中国科学院生态环境研究中心环境化学与生态毒理学国家重点实验室, 北京 100085;
3. 国科大杭州高等研究院环境学院, 杭州 310024;
4. 河北省污染防治生物技术实验室, 石家庄 050018

收稿日期: 2022-05-05; 修订日期: 2022-06-22

基金项目: 国家自然科学基金项目(41907321, 22176198); 河北省自然科学基金项目(B2019208273); 河北省高等学校青年拔尖人才项目(BJK2022042)

作者简介: 李鹏飞(1999~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为新型污染物的环境行为与风险评价, E-mail: pengfeili2020@163.com

通信作者: 王媛, E-mail: wangyuan0224@hebust.edu.cn; 史亚利, E-mail: shiyali@rcees.ac.cn

摘要: 为探究石家庄市道路灰尘中全氟/多氟化合物（PFASs）的污染特征，利用高效液相色谱-串联质谱法（HPLC-MS/MS）分析主干和次干道路灰尘样品（部分采集于污水处理厂和消防站附近）中包括两类新型替代品在内的22种PFASs.结果表明，PFASs在石家庄道路灰尘中普遍存在，特别是新型替代品——六氟环氧丙烷二聚酸（HFPO-DA）的检出属国内首次.ΣPFASs含量范围为2.62~137.65 ng ·g^-1，全氟辛酸（PFOA）为主要组分，其次为全氟丁酸（PFBA）、HFPO-DA和全氟辛基磺酸（PFOS）.空间分布上，西北方向PFASs含量水平最高，东南方向最低.污水处理厂和消防站附近道路灰尘中PFASs组成存在明显不同，特别是新型替代品的检出类型.健康风险评估结果显示，道路灰尘摄入对于人体暴露PFASs和其新型替代品的风险相对较低.经口、呼吸道和皮肤接触3种途径中，经口摄入是目标化合物进入人体的主要途径.在同一暴露途径下，儿童的暴露量高于成人.

关键词: 全氟/多氟化合物(PFASs) 新型替代品道路灰尘分布特征风险评估

Pollution Characteristics and Health Risk Assessment of Per- and Polyfluoroalkyl Substances and Emerging Alternatives in Road Dust, Shijiazhuang

LI Peng-fei¹ , WANG Yuan^1,2 , YANG Chen¹ , SHI Ya-li^2,3 , CUI Jian-sheng^1,4

1. College of Environmental Science and Engineering, Hebei University of Science and Technology, Shijiazhuang 050018, China;
2. State Key Laboratory of Environmental Chemistry and Ecotoxicology, Research Center for Eco-Environmental Science, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
3. School of Environment, Hangzhou Institute for Advanced Study, University of Chinese Academy of Sciences, Hangzhou 310024, China;
4. Pollution Prevention Biotechnology Laboratory of Hebei Province, Shijiazhuang 050018, China

Abstract: Per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs, n=22), including emerging alternatives, in dust samples were analyzed using high-performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry (HPLC-MS/MS) to study their pollution characteristics. These samples were collected from main and minor roads in Shijiazhuang. Some of the roads were located near sewage treatment plants and fire stations. The results showed that PFASs were ubiquitous in the road dust of Shijiazhuang; in particular, hexafluoropropylene oxide dimer acid (HFPO-DA), an alternative, was measured for the first time in China. The total concentrations of PFASs ranged from 2.62 to 137.65 ng·g^-1. Perfluorooctanoic acid (PFOA) was the dominant PFAS, followed by perfluorobutanoic acid (PFBA), HFPO-DA, and perfluorooctane sulfonic acid (PFOS). The highest and lowest levels of PFASs were observed in the northwest and southeast regions of Shijiazhuang, respectively. The compositions of PFASs were obviously different in road dust near sewage treatment plants and fire stations, especially for the types of emerging alternatives. Health risk assessment indicated that road dust intake had a low risk of human exposure to PFASs and emerging alternatives. Among the three routes (ingestion intake, inhalation intake, and dermal contact), ingestion intake was the main route for PFASs and emerging alternatives in road dust to enter the human body. Under the same exposure route, the exposure dose of children was higher than that of adults.

Key words: per- and polyfluoroalkyl substances(PFASs) emerging alternatives road dust distribution risk assessment

全氟/多氟化合物(per- and polyfluoroalkyl substances, PFASs)是一类碳链中的氢原子全部或部分被氟原子取代的人工合成的有机化合物^[1].该类化合物具有疏水疏油、高表面活性等特性, 广泛用于农药、消防泡沫、化妆品、食品包装材料和皮革等产品中^{[2, 3]}.许多PFASs具有长期残留性、生物累积性和长距离迁移能力, 因此被认为是一类新型持久性有机污染物^[4].此外, 毒理学研究表明, 当PFASs在生物体内的蓄积超过一定浓度阈值, 可能会产生毒性效应, 包括脏器毒性、神经毒性、生殖毒性和致癌性等^[5].全氟辛基磺酸(perfluorooctane sulfonic acid, PFOS)和全氟辛酸(perfluorooctanoic acid, PFOA)及其盐类分别于2009年和2019年被纳入斯德哥尔摩公约^[6].2019年, 我国禁止了PFOS及其盐类的生产、流通、使用和进出口^[7].鉴于此, 大量PFASs新型替代品被投入生产和使用.其中全氟/多氟醚类物质为一类重要的替代品, 如PFOA替代品六氟环氧丙烷二聚酸(hexafluoropropylene oxide dimer acid, HFPO-DA, 商品名Gen X)常用于氟聚树脂制造^[8]; 氯代多氟醚磺酸(chlorinated polyfluoroalkyl ether sulfonic acid, Cl-PFESA, 商品名F-53B)作为PFOS的替代品, 长期应用于电镀生产过程^[9].已有研究表明, 这些新型替代品的生物蓄积性及毒性效应与PFOA和PFOS相当或更强^[4].然而, 目前对于PFASs新型替代品的污染特征研究才刚刚起步.

有研究表明PFASs已在各种地表环境中广泛检出, 如湖泊^[10~12]、河流^[13~16]和土壤^{[6, 17]}等, 但关于其在大气环境中的研究开展得较少^{[18, 19]}.大气中的灰尘表面可以吸附多种污染物^[20], 其污染状况研究对大气环境质量评价具有重要意义.有研究发现, PFASs在灰尘中普遍存在, 如全氟丁酸(perfluorobutanoic acid, PFBA)、PFOA和PFOS等^[21~23].但是, 目前研究主要针对室内灰尘开展, 而与PFASs迁移转化密切相关的室外灰尘的研究相对有限^{[24, 25]}, 其中涉及PFASs新型替代品的研究更是鲜有报道.同时, 灰尘摄入是人体PFASs主要暴露途径之一.已有部分研究表明人体血液、尿液和发甲中存在包括PFASs新型替代品(如6∶2Cl-PFESA)在内的PFASs^[26~28], 并且它们的浓度水平与灰尘中的PFASs有一定相关性^[27].因此, 研究室外灰尘中PFASs及其新型替代品的赋存特征和健康风险具有重要意义.

石家庄作为河北省的省会, 近年来社会经济发展迅速, 导致大气污染问题突出.文献[29]显示, 石家庄是环境空气质量相对较差的城市之一.另有研究表明, 汽车排放尾气、喷漆和商业活动等过程会向大气环境中释放PFASs, 并随干沉降和湿沉降等途径进入道路灰尘^{[24, 30]}.此外, 前期文献调研发现石家庄普通人群血清中PFASs浓度处于全国较高水平^{[26, 27]}.因此本文选取石家庄城区不同类型道路和特征点位周围道路的灰尘样品为研究对象, 通过分析其中包括两类新型替代品在内的22种PFASs含量水平, 阐明其空间分布特征, 并进行健康风险评估, 以期为城市大气环境治理和新型污染物管控提供重要的科学依据.

1 材料与方法 1.1 仪器与试剂

UltiMate 3000液相色谱仪(美国, Thermo Fisher), 配有HPG-2000RS二元分析泵、WPS-3000RS自动进样器、TCC-3000RS柱温箱和DCMS Link软件, Acclaim 120 C18色谱柱(4.6×150 mm, 5 μm, 美国, Thermo Fisher).API 3200三重四极杆串联质谱系统(美国, AB SCIEX), 配有电喷雾(ESI)离子源和Analyst 1.6.2工作站.

22种目标PFASs包括：11种全氟烷基羧酸(perfluoroalkyl carboxylic acids, PFCAs)、7种全氟烷基磺酸(perfluoroalkyl sulfonic acids, PFSAs)、HFPO-DA和3种Cl-PFESAs.PFASs同位素标记物包括：¹³C₄-PFBA、¹³C₄-PFOA、¹³C₂-PFDoDA和¹³C₄-PFOS.以上标准品均购自加拿大Wellington Laboratories, 具体信息及对应的内标物如表 1所示.甲醇(色谱纯, 美国Merck公司), 冰醋酸、氨水和醋酸铵(色谱纯, 美国Alfar公司), 超纯水(>18.2 MΩ·cm, 由Milli-Q纯水系统制备).

表 1 目标PFASs及内标物、方法定量限和加标回收率 Table 1 Studied PFASs, internal standards, method quantitation limits, and recovery rates

目标物	英文名称	缩写	内标	定量限/ng·g^-1	加标回收率/%
全氟丁酸	Perfluorobutanoic acid	PFBA	¹³C₄-PFBA	0.06	102.6±7.2
全氟戊酸	Perfluoropentanoic acid	PFPeA	¹³C₄-PFBA	0.06	94.9±6.0
全氟己酸	Perfluorohexanoic acid	PFHxA	¹³C₄-PFOA	0.03	100.2±3.7
全氟庚酸	Perfluoroheptanoic acid	PFHpA	¹³C₄-PFOA	0.02	113.2±4.3
全氟辛酸	Perfluorooctanoic acid	PFOA	¹³C₄-PFOA	0.05	99.1±8.7
全氟壬酸	Perfluorononanoic acid	PFNA	¹³C₄-PFOA	0.04	92.3±11.3
全氟癸酸	Perfluorodecanoic acid	PFDA	¹³C₄-PFOA	0.02	109.2±8.8
全氟十一酸	Perfluoroundecanoic acid	PFUnDA	¹³C₂-PFDoDA	0.03	94.6±6.2
全氟十二酸	Perfluorododecanoic acid	PFDoDA	¹³C₂-PFDoDA	0.02	102.9±7.1
全氟十三酸	Perfluorotridecanoic acid	PFTrDA	¹³C₂-PFDoDA	0.02	83.9±8.7
全氟十四酸	Perfluorotetradecanoic acid	PFTeDA	¹³C₂-PFDoDA	0.09	76.1±12.8
全氟丁基磺酸	Perfluorobutane sulfonic acid	PFBS	¹³C₄-PFOS	0.03	115.0±3.8
全氟戊基磺酸	Perfluoropentane sulfonic acid	PFPeS	¹³C₄-PFOS	0.03	99.4±12.5
全氟己基磺酸	Perfluorohexane sulfonic acid	PFHxS	¹³C₄-PFOS	0.05	101.0±5.9
全氟庚基磺酸	Perfluoroheptane sulfonic acid	PFHpS	¹³C₄-PFOS	0.05	90.7±9.3
全氟辛基磺酸	Perfluorooctane sulfonic acid	PFOS	¹³C₄-PFOS	0.03	98.8±4.2
全氟壬基磺酸	Perfluorononane sulfonic acid	PFNS	¹³C₄-PFOS	0.04	89.6±2.7
全氟癸基磺酸	Perfluorodecane sulfonic acid	PFDS	¹³C₄-PFOS	0.04	95.9±5.7
六氟环氧丙烷二聚酸	Hexafluoropropylene oxide dimer acid	HFPO-DA	¹³C₄-PFOA	0.10	96.8±2.3
氯代多氟醚磺酸	Chlorinated polyfluoroalkyl ether sulfonic acids	6∶2 Cl-PFESA	¹³C₄-PFOS	0.04	109.3±5.8
		8∶2 Cl-PFESA	¹³C₄-PFOS	0.07	96.3±10.5
		10∶2 Cl-PFESA	¹³C₄-PFOS	0.09	112.6±11.9

表 1 目标PFASs及内标物、方法定量限和加标回收率 Table 1 Studied PFASs, internal standards, method quantitation limits, and recovery rates

1.2 样品采集

2021年4月, 采集石家庄主干道路和次干道路的灰尘共计48个样品, 其中部分采样点位于特征点位(污水处理厂和消防站)周边区域.具体采样点位置分布如图 1所示.用吸尘器在每个采样点采集约1.0 g样品, 干净的铝箔包裹后装入聚丙烯自封袋内密封, 转移到实验室.在实验室内, 将采集的灰尘样品过筛后用铝箔包好, 装于聚丙烯自封袋中-20℃避光保存, 待后续实验分析.

图 1 石家庄道路灰尘采样点分布示意 Fig. 1 Sampling sites of road dust in Shijiazhuang

1.3 样品前处理

称取0.5 g灰尘样品放入15 mL离心管中, 加入2 ng内标物混匀, 然后加入8 mL甲醇, 涡旋后超声30 min, 250 r·min^-1摇床16 h, 转移上清液到新的离心管中, 再加入6 mL甲醇, 重复上述操作.将两次上清液混合, 离心10 min(3 500 r·min^-1); 氮吹至1 mL以下.依次用4 mL 1%氨水甲醇溶液、4 mL甲醇和8 mL水活化WAX小柱.提取液加入超纯水稀释至50 mL后上样.上样结束用4 mL醋酸缓冲溶液和8 mL水淋洗, 然后用4 mL甲醇和4 mL 1%氨水甲醇溶液洗脱, 最后将洗脱液氮吹至1 mL以下, 加甲醇定容至1 mL.萃取液经滤膜过滤后, 转移至进样瓶中待测.

1.4 液相色谱/质谱条件

本研究采用Acclaim 120 C18色谱柱对目标物进行分离.进样量为10 μL, 柱温为25℃, 流速为1.0 mL·min^-1, 流动相A为甲醇, 流动相B为50 mmol·L^-1醋酸铵水溶液.梯度洗脱程序为：0~4 min, 72%~95%A; 4~7 min, 95% A; 7~7.1 min, 95%~72% A; 7.1~10 min, 72% A.在ESI源负离子模式下使用多反应监测模式(MRM)对目标化合物进行定量分析, 参数如下：离子喷雾电压-1 000 V; 离子源温度350℃; 气帘气压0.20 MPa; Gas 1为0.60 MPa; Gas 2为0.40 MPa.

1.5 质量保证与质量控制

为保证数据的可靠性, 每批样品(n=11)设置程序空白、溶剂空白和现场空白, 若空白浓度高于检出限, 则排查可能的实验室污染, 直到污染消除后再重新处理样品.为了避免污染和吸附对定量的影响, 研究中尽可能避免使用含氟以及易对PFASs产生吸附的材料, 固相萃取装置、移液枪等使用前均使用甲醇清洗.本研究以内标法定量, 标准曲线线性范围为0.05~50 ng·mL^-1, 22种PFASs的方法定量限(10倍信噪比时对应含量)范围为0.02~0.10 ng·g^-1, 加标回收率范围为76.1%~115.0%, 相对标准偏差范围为2.2%~12.8%, 具体见表 1.

1.6 数据处理与统计分析

数据处理及绘图采用Excel 2019和QGIS 3.16.8.在处理数据时, 若样品中PFASs含量低于定量限, 则被视为零.使用IBM SPSS 25.0对结果进行统计分析, 采用Spearman秩检验分析各目标物含量之间的相关性, Mann-Whitney U检验和Kruskal-Wallis检验用于PFASs差异性分析.所有检验均为双尾检验, 当P < 0.05时, 认为差异具有统计学意义.

普通克里金插值法(Ordinary Kriging)已被广泛应用于区域性污染物的空间分布特征分析^[31~34].该方法要求数据符合正态分布, 若不符合则采用对数转换使其满足要求.对于没有采样点覆盖的区域, 可根据模型计算权重进行赋值^[32].因此, 基于ArcGIS 10.7软件Geostatistical Analyst模块, 可通过该方法对石家庄道路灰尘中PFASs的空间分布特征进行研究.

1.7 健康风险评估

人体通过灰尘摄入PFASs的主要途径为经口、经呼吸道和皮肤接触这3种.根据现有研究资料, 基于商值法, 分别对儿童和成人暴露于道路灰尘中PFASs的健康风险进行评估.健康风险值(hazard ratios, HR)由日均暴露剂量(average daily dose, ADD)与参考剂量(reference dose, RfD)的比值得到[公式(1)].经口、经呼吸道和皮肤接触3种途径的ADD分别用以下公式(2)~(4)计算^{[6, 23, 24]}：

(1)

(2)

(3)

(4)

式中, ADD_ing、ADD_inh和ADD_der分别为经口、经呼吸道和皮肤接触这3种途径日均暴露量; C为灰尘中目标PFAS含量, ng·g^-1; IR为呼吸速率, m³·d^-1; EF为暴露频率, d·a^-1; ED为暴露持续时间, a; BW为体重, kg; AT为平均暴露时间, d; R_p为颗粒物排放因子, m³·kg^-1; R为经口摄入速率, mg·d^-1; CF为转化速率常数, kg·mg^-1; SA为暴露皮肤表面积, cm²·d^-1; ABF为皮肤吸收因子; AF为皮肤黏着度, m·(cm²·d)^-1.当HR>1时, 认为存在高风险; 当0.1 ≤HR ≤1时, 认为存在中等风险; 当HR < 0.1时, 认为存在低风险.本次研究采用95分位数含量进行最大暴露风险评估, 相关参数均参照方淑红等^[24]的研究.目前PFASs健康风险评估相关文献中, 仅给出部分国家PFOA与PFOS的RfD值^{[35, 36]}.本研究选用较为严格的RfD值[PFOA：200 ng·(kg·d)^-1; PFOS：80 ng·(kg·d)^-1]进行健康风险评估.此外, 尽管HFPO-DA和6∶2 Cl-PFESA已分别作为PFOA与PFOS的替代品被广泛使用, 但由于相关毒理学研究结果有限, 其RfD值尚未报道.因此, 本研究中HFPO-DA和6∶2 Cl-PFESA分别采用PFOA和PFOS的RfD值^[37].

2 结果与讨论 2.1 石家庄道路灰尘中PFASs的含量水平

如表 2所示, 石家庄道路灰尘样品(n=48)中∑PFASs含量范围为2.62~137.65 ng·g^-1, 平均值和中位值分别为14.23 ng·g^-1和8.97 ng·g^-1.该区域∑PFASs含量高于成都^[24]和Gainesville(Florida, USA)^[38]道路灰尘中PFASs含量水平(分别为0.95~111 ng·g^-1和0.13~22.67 ng·g^-1).22种目标PFASs中, 除8∶2 Cl-PFESA和10∶2 Cl-PFESA外, 其余PFASs都有检出, 检出率为13%~100%.对道路灰尘中PFASs含量进行Spearman相关性分析发现, 除HFPO-DA外, 其余PFASs两两之间具有显著正相关性(P < 0.05), 在Ahmadireskety等^[38]的研究中也有类似情况, 说明这些PFASs可能具有相似的环境行为或者来源.

表 2 石家庄道路灰尘中PFASs的含量水平及检出率¹⁾ Table 2 Concentrations and detection frequency of PFASs in road dust of Shijiazhuang

类别	化合物	含量范围/ng·g^-1	平均值/ng·g^-1	中位值/ng·g^-1	检出率/%
PFCAs	PFBA	< MQL~28.55	1.86	0.87	85
	PFPeA	< MQL~3.77	0.26	< MQL	46
	PFHxA	< MQL~9.12	0.89	0.64	90
	PFHpA	< MQL~22.32	1.06	0.45	98
	PFOA	< MQL~35.28	2.75	1.53	98
	PFNA	< MQL~11.72	0.83	0.46	96
	PFDA	< MQL~7.26	0.94	0.69	88
	PFUnDA	< MQL~4.18	0.36	0.23	73
	PFDoDA	< MQL~2.15	0.36	0.26	71
	PFTrDA	< MQL~1.64	0.30	0.19	77
	PFTeDA	< MQL~0.97	0.15	< MQL	42
PFSAs	PFBS	< MQL~4.75	0.51	0.29	83
	PFPeS	< MQL~0.83	0.13	< MQL	35
	PFHxS	< MQL~0.98	0.26	0.19	65
	PFHpS	< MQL~0.79	0.16	< MQL	44
	PFOS	0.15~16.99	1.10	0.38	100
	PFNS	< MQL~0.92	0.18	< MQL	42
	PFDS	< MQL~1.48	0.38	0.13	52
新型替代品	HFPO-DA	< MQL~37.54	1.73	< MQL	25
	6∶2 Cl-PFESA	< MQL~0.59	< MQL	< MQL	13
	8∶2 Cl-PFESA	< MQL	< MQL	< MQL	0
	10∶2 Cl-PFESA	< MQL	< MQL	< MQL	0
	∑PFASs	2.62~137.65	14.23	8.97
1)MQL表示方法定量限

表 2 石家庄道路灰尘中PFASs的含量水平及检出率¹⁾ Table 2 Concentrations and detection frequency of PFASs in road dust of Shijiazhuang

PFCAs是石家庄道路灰尘中的主要PFASs(占∑PFASs 69%), 这与Wang等^[39]的研究结果类似.其中以PFOA(平均值2.75 ng·g^-1)为主要组分, 其次为PFBA(1.86 ng·g^-1)、PFHpA(1.06 ng·g^-1)和PFDA(0.94 ng·g^-1).石家庄道路灰尘中PFOA的含量低于上海室外灰尘中含量^[25].此外, PFCAs(除PFPeA外)检出率表现为随链长的增加而降低, 在Yao等^[25]的研究中也存在相似的规律, 表明环境中短链PFCAs正逐渐取代长链PFCAs成为主要污染物, 这可能与PFOA等长链PFCAs被限制而短链PFCAs作为其替代物大量使用有关^[40].检出的PFSAs以PFOS(平均值1.10 ng·g^-1)为主, 其次为PFBS(0.51 ng·g^-1)和PFDS(0.38 ng·g^-1), 低于石家庄室内灰尘中PFSAs含量^[27].其中PFOS检出率为100%, 含量水平显著高于其余PFSAs(P < 0.05).与PFCAs相比, 尽管道路灰尘中PFSAs含量相对较低, 但考虑到灰尘是人体摄入PFASs的重要途径之一, 并且进入人体的PFSAs半衰期更长、更难被排出^{[41, 42]}.因此, 道路灰尘中PFSAs对人体暴露风险的贡献不容忽视.

石家庄道路灰尘中PFASs新型替代品的含量占∑PFASs含量的12%.虽然国外已有HFPO-DA在道路清扫物中发现的报道(中位值5.4 ng·g^-1)^[38], 但在本研究中该化合物为国内首次在道路灰尘中检出.有趣的是, 虽然其检出率较低(25%), 但其含量水平(平均值1.73 ng·g^-1)仅次于PFOA和PFBA, 显著高于其余PFASs(P < 0.05), 表明道路灰尘中HFPO-DA的分布具有较大的空间差异性.因此, 后续应加强道路灰尘中HFPO-DA的监测, 特别是对其空间分布规律进行深入研究, 以便于开展溯源工作.另外, 6∶2 Cl-PFESA的含量(< MQL)和检出率(13%)远低于先前文献报道的石家庄室内灰尘中的情况(平均值37.28 ng·g^-1)^[27], 表明室内外灰尘中6∶2 Cl-PFESA的来源存在较大差异, 后续应配合相关模型对其来源与分布展开进一步探究.尽管道路灰尘中HFPO-DA与6∶2 Cl-PFESA的检出率比传统PFASs低, 但已显现出PFASs的使用开始向新型替代物转变的趋势^[43].同时毒理学研究表明这些替代品的毒性效应与PFOA、PFOS相当甚至更强^{[44, 45]}.因此, 继续深入开展PFASs新型替代品的环境赋存特征研究对我国新型污染物的管控具有重要意义.

2.2 石家庄道路灰尘中PFASs的空间分布特征

石家庄道路灰尘中PFASs的空间分布特征如图 2所示.可以看出该地区西北(平均值21.34 ng·g^-1)和东北方向(14.28 ng·g^-1)灰尘中∑PFASs含量较高, 而西南(11.06 ng·g^-1)和东南方向(9.32 ng·g^-1)含量较低, 呈现出显著的空间差异(P < 0.05).有研究表明, PFASs可随大气在短时间内发生远距离传输^[18].而石家庄东南区域有较多工业区, 并且采样时间处于春夏季, 盛行东南风, 推测由东南方向工业集聚区排放的PFASs可能随大气迁移至西北和东北方向.同时, PFASs的空间分布差异可能也受到该地区西北高东南低地势的影响.

图 2 石家庄道路灰尘中PFASs空间分布 Fig. 2 Spatial distribution of PFASs in road dust in Shijiazhuang

主干道路(平均值15.10 ng·g^-1)和次干道路(11.87 ng·g^-1)灰尘中∑PFASs的含量无显著性差异(P>0.05), 组成均以PFOA和PFBA为主, 但∑PFASs含量最高的6、10和11号点位均位于主干道路.其中, 6号点位附近可能存在点源污染, PFASs经直接排放或前体物降解在环境中赋存, 造成该点位灰尘中PFASs含量较高, 其来源需要进一步分析.10和11号点位周围建材及装饰材料商铺林立, 其商品中的涂料和油漆助剂会释放PFASs^[24], 释放的PFASs可以直接或者先进入大气再通过大气干湿沉降进入道路灰尘, 这可能是导致该区域PFASs含量较高的原因.此外, 新型替代品HFPO-DA与6∶2 Cl-PFESA在主干道路、次干道路灰尘中均有检出, 主干道路HFPO-DA含量显著高于次干道路(P < 0.05), 而6∶2 Cl-PFESA在主干道路和次干道路灰尘中的含量相近.需要注意的是, HFPO-DA在10号和11号点位的含量(分别为26.37 ng·g^-1和37.54 ng·g^-1)显著高于其他点位(P < 0.05), 可能与附近存在使用相关产品的商铺、工厂等有关, 后续应对该区域可能造成相关污染的影响因素重点监控.

消防站和污水处理厂周围道路灰尘中∑PFASs含量相近(平均值分别为16.89 ng·g^-1和14.97 ng·g^-1), 但其组成存在明显差异.PFOS是消防站周边道路灰尘中主要PFAS(平均值8.64 ng·g^-1), 其次为PFOA(1.69 ng·g^-1)和PFBA(0.97 ng·g^-1).PFOS作为消防泡沫灭火剂中的重要成分, 在消防站日常演练过程中被释放进入环境, 可能导致其周边道路灰尘中PFOS比例增加.而HFPO-DA和6∶2 Cl-PFESA均未在消防站周围道路灰尘中检出.污水处理厂附近道路灰尘中以PFOA(平均值3.28 ng·g^-1)为主, 其次为PFBA(2.22 ng·g^-1)和PFOS(1.68 ng·g^-1).PFASs新型替代物仅检出6∶2 Cl-PFESA(平均值0.21 ng·g^-1).已有研究表明, PFOA、PFBA和PFOS是城市污水处理厂污水和污泥中检出的主要PFASs^[46~48], 这可能会对污水处理厂周边环境中PFASs组成产生影响.

2.3 人体通过道路灰尘摄入PFASs的健康风险评估

人体对灰尘中PFASs的摄入途径主要有3种, 分别为经口、经呼吸道和皮肤接触, 其对应的日均暴露量(ADD)结果如表 3所示.儿童和成人经口、经呼吸道和皮肤接触这3种途径摄入PFASs的∑ADD分别为7.82×10^-2 ng·(kg·d)^-1和1.31×10^-2 ng·(kg·d)^-1, 其中PFOA、PFOS、HFPO-DA和6∶2 Cl-PFESA的ADD均远低于相应的RfD值.另外, 经口摄入PFASs的ADD值远高于经呼吸道和皮肤接触的摄入量, 说明经口摄入是道路灰尘PFASs进入人体的主要途径.值得注意的是, 在同一暴露途径下, 儿童的暴露量均高于成人, 这与方淑红等^[24]的研究结果相吻合.儿童暴露量的增加可能与多种因素共同作用有关.比如儿童体重较轻, 从而使单位体重暴露量增加; 儿童身高较低, 灰尘摄入率高于成人等^[49].因此, 应重视人体通过道路灰尘摄入PFASs产生的暴露风险, 尤其应关注对儿童造成的影响.

表 3 经口、经呼吸道和皮肤接触这3种途径摄入PFASs的日均暴露剂量/ng·(kg·d)^-1 Table 3 Average daily doses (ADDs) of PFASs via ingestion, inhalation, and dermal contact/ng·(kg·d)^-1

PFASs	ADDs_ing		ADDs_inh		ADDs_der		∑ADDs
PFASs	儿童	成人	儿童	成人	儿童	成人	儿童	成人
PFBA	6.20×10^-3	1.03×10^-3	5.80×10^-7	3.25×10^-7	5.79×10^-5	1.38×10^-5	6.26×10^-3	1.05×10^-3
PFPeA	1.14×10^-3	1.91×10^-4	1.07×10^-7	5.99×10^-8	1.07×10^-5	2.54×10^-6	1.15×10^-3	1.93×10^-4
PFHxA	4.23×10^-3	7.05×10^-4	3.95×10^-7	2.21×10^-7	3.95×10^-5	9.38×10^-6	4.27×10^-3	7.15×10^-4
PFHpA	3.00×10^-3	5.00×10^-4	2.80×10^-7	1.57×10^-7	2.80×10^-5	6.65×10^-6	3.03×10^-3	5.07×10^-4
PFOA	1.37×10^-2	2.28×10^-3	1.28×10^-6	7.17×10^-7	1.28×10^-4	3.04×10^-5	1.38×10^-2	2.32×10^-3
PFNA	2.59×10^-3	4.31×10^-4	2.42×10^-7	1.35×10^-7	2.41×10^-5	5.74×10^-6	2.61×10^-3	4.37×10^-4
PFDA	2.75×10^-3	4.58×10^-4	2.57×10^-7	1.44×10^-7	2.56×10^-5	6.09×10^-6	2.77×10^-3	4.64×10^-4
PFUnDA	1.13×10^-3	1.88×10^-4	1.05×10^-7	5.89×10^-8	1.05×10^-5	2.50×10^-6	1.14×10^-3	1.90×10^-4
PFDoDA	1.19×10^-3	1.98×10^-4	1.11×10^-7	6.21×10^-8	1.11×10^-5	2.63×10^-6	1.20×10^-3	2.00×10^-4
PFTrDA	1.22×10^-3	2.04×10^-4	1.14×10^-7	6.40×10^-8	1.14×10^-5	2.71×10^-6	1.23×10^-3	2.07×10^-4
PFTeDA	1.13×10^-3	1.89×10^-4	1.06×10^-7	5.94×10^-8	1.06×10^-5	2.52×10^-6	1.15×10^-3	1.92×10^-4
PFBS	4.08×10^-3	6.81×10^-4	3.82×10^-7	2.14×10^-7	3.81×10^-5	9.05×10^-6	4.12×10^-3	6.90×10^-4
PFPeS	1.02×10^-3	1.71×10^-4	9.56×10^-8	5.35×10^-8	9.54×10^-6	2.27×10^-6	1.03×10^-3	1.73×10^-4
PFHxS	1.07×10^-3	1.78×10^-4	9.97×10^-8	5.58×10^-8	9.95×10^-6	2.37×10^-6	1.08×10^-3	1.80×10^-4
PFHpS	8.05×10^-4	1.34×10^-4	7.53×10^-8	4.21×10^-8	7.52×10^-6	1.79×10^-6	8.13×10^-4	1.36×10^-4
PFOS	6.76×10^-3	1.13×10^-3	6.32×10^-7	3.54×10^-7	6.31×10^-5	1.50×10^-5	6.82×10^-3	1.14×10^-3
PFNS	1.03×10^-3	1.72×10^-4	9.62×10^-8	5.38×10^-8	9.60×10^-6	2.28×10^-6	1.04×10^-3	1.74×10^-4
PFDS	1.82×10^-3	3.04×10^-4	1.70×10^-7	9.54×10^-8	1.70×10^-5	4.04×10^-6	1.84×10^-3	3.08×10^-4
HFPO-DA	4.44×10^-4	7.40×10^-5	4.15×10^-8	2.32×10^-8	4.14×10^-6	9.85×10^-7	4.48×10^-4	7.50×10^-5
6∶2 Cl-PFESA	2.22×10^-2	3.70×10^-3	2.07×10^-6	1.16×10^-6	2.07×10^-4	4.92×10^-5	2.24×10^-2	3.75×10^-3

3种暴露途径下, 儿童和成人暴露于HFPO-DA、6∶2 Cl-PFESA的情况与PFOA、PFOS相似, 相应的HR值均 < 0.1(表 4), 说明通过道路灰尘暴露PFASs的健康风险较低.尽管本研究结果表明, 通过道路灰尘摄入PFASs暂不会对人体健康产生危害, 但仍不能忽视HFPO-DA和6∶2 Cl-PFESA等新型替代品对人体健康的长远影响.已有研究表明, HFPO-DA和6∶2 Cl-PFESA等替代品的生物蓄积性及毒性效应较PFOA和PFOS更强^[4].短期内, 低剂量暴露可能对人体健康影响不大, 而长期低剂量暴露也可能对人体生殖系统和免疫系统等造成损害^[20], 考虑到目前工业上使用量的增加使得这些毒性效应更强的新型替代品在环境中的比例不断提高, 其引起的健康风险不可忽视, 特别是这些新型替代品与传统PFASs共存导致的混合效应值得持续关注.

表 4 经口、经呼吸道和皮肤接触这3种途径摄入PFASs的健康风险值 Table 4 Hazard ratios (HRs) of PFASs via ingestion, inhalation, and dermal contact

3 结论

(1) 对石家庄道路灰尘中22种PFASs及其新型替代品进行分析, 发现除8∶2 Cl-PFESA和10∶2 Cl-PFESA外, 其余均被检出, 以PFOA为主要组分, 其次为PFBA、HFPO-DA和PFOS.∑PFASs的含量范围为2.62~137.65 ng·g^-1.短链PFASs和新型全氟/多氟醚类化合物已经显现出一定的替代趋势, 特别是其中HFPO-DA为国内首次在道路灰尘中检出.

(2) 石家庄道路灰尘中PFASs分布呈现出显著的空间差异性(P < 0.05), 总体趋势为西北、东北方向含量较高, 西南、东南方向较低.灰尘中PFASs的含量在主干道路与次干道路之间以及特征点位周边道路之间均无显著性差异(P>0.05), 但消防站与污水处理厂附近道路灰尘中PFASs组成存在明显不同, 特别是PFASs新型替代品检出类型不同.

(3) 以RfD值为参考, 通过道路灰尘摄入PFASs和其新型替代品对于成人和儿童产生的健康风险相对较低.经口、经呼吸道和皮肤接触这3种途径中, 经口摄入是道路灰尘PFASs和其新型替代品进入人体的主要途径.在同一暴露途径下, 儿童的暴露量均高于成人.

参考文献

[1]	周健. 新型全氟化合物在黄土高原水环境中的污染特征及在植物中富集转化机制研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2020. Zhou J. The pollution characteristics of emerging per-and polyfluoroalkyl substances in water environment in the loess plateau and mechanism of bioaccumulation and transformation in plants[D]. Yangling: Northwest A&F University, 2020.
[2]	Wang Z Y, Dewitt J C, Higgins C P, et al. A never-ending story of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs)?[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(5): 2508-2518.
[3]	陈舒. 中国东部地区典型全氟化合物污染地理分布特征及来源辨析[D]. 北京: 中国地质科学院, 2016. Chen S. Distribution and source analysis of typical perfluorinated compounds in the eastern China and the grand canal[D]. Beijing: Chinese Academy of Geological Sciences, 2016.
[4]	盛南, 潘奕陶, 戴家银. 新型全氟及多氟烷基化合物生态毒理研究进展[J]. 安徽大学学报(自然科学版), 2018, 42(6): 3-13. Sheng N, Pan Y T, Dai J Y. Current research status of several emerging per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs)[J]. Journal of Anhui University (Natural Science Edition), 2018, 42(6): 3-13. DOI:10.3969/j.issn.1000-2162.2018.06.002
[5]	张美, 楼巧婷, 邵倩文, 等. 全氟化合物污染现状及风险评估的研究进展[J]. 生态毒理学报, 2019, 14(3): 30-53. Zhang M, Lou Q T, Shao Q W, et al. Research progress of perfluorinated compounds pollution status and risk assessment[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2019, 14(3): 30-53.
[6]	武倩倩, 吴强, 宋帅, 等. 天津市主要河流和土壤中全氟化合物空间分布、来源及风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(8): 3682-3694. Wu Q Q, Wu Q, Song S, et al. Distribution, sources, and risk assessment of polyfluoroalkyl substances in main rivers and soils of Tianjin[J]. Environmental Science, 2021, 42(8): 3682-3694. DOI:10.13227/j.hjkx.202012044
[7]	生态环境部, 外交部, 发展改革委, 等. 关于禁止生产、流通、使用和进出口林丹等持久性有机污染物的公告[EB/OL]. https://www.mee.gov.cn/xxgk2018/xxgk/xxgk01/201903/t20190312_695462.html, 2019-03-11.
[8]	Heydebreck F, Tang J H, Xie Z Y, et al. Alternative and legacy perfluoroalkyl substances: differences between European and Chinese river/estuary systems[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(14): 8386-8395.
[9]	Ruan T, Lin Y F, Wang T, et al. Identification of novel polyfluorinated ether sulfonates as PFOS alternatives in municipal sewage sludge in China[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(11): 6519-6527.
[10]	Melake B A, Bervoets L, Nkuba B, et al. Distribution of perfluoroalkyl substances (PFASs) in water, sediment, and fish tissue, and the potential human health risks due to fish consumption in Lake Hawassa, Ethiopia[J]. Environmental Research, 2022, 204. DOI:10.1016/j.envres.2021.112033
[11]	黄家浩, 吴玮, 黄天寅, 等. 骆马湖表层水和沉积物中全氟化合物赋存特征、来源及健康风险评估[J]. 环境科学, 2022, 43(7): 3562-3574. Huang J H, Wu W, Huang T Y, et al. Characteristics, sources, and risk assessment of polyfluoroalkyl substances in surface water and sediment of Luoma Lake[J]. Environmental Science, 2022, 43(7): 3562-3574.
[12]	武婷, 孙善伟, 樊境朴, 等. 不同年份太湖水域全氟化合物健康风险源解析对比[J]. 环境科学, 2022, 43(9): 4513-4521. Wu T, Sun S W, Fan J P, et al. Comparison of health risk from sources of perfluoroalkyl substances in Taihu Lake for different years[J]. Environmental Science, 2022, 43(9): 4513-4521.
[13]	史锐, 毛若愚, 张梦, 等. 乌梁素海流域地表水中全氟化合物分布、来源及其生态风险[J]. 环境科学, 2021, 42(2): 663-672. Shi R, Mao R Y, Zhang M, et al. Distribution, sources, and ecological risks of polyfluoroalkyl substances in the surface water of the Wuliangsuhai watershed[J]. Environmental Science, 2021, 42(2): 663-672.
[14]	Wang Y, Shi Y L, Cai Y Q. Spatial distribution, seasonal variation and risks of legacy and emerging per- and polyfluoroalkyl substances in urban surface water in Beijing, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 673: 177-183. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.04.067
[15]	宋娇娇, 汪艺梅, 孙静, 等. 沱江流域典型及新兴全氟/多氟化合物的污染特征及来源解析[J]. 环境科学, 2022, 43(9): 4522-4531. Song J J, Wang Y M, Sun J, et al. Pollution characteristics and source apportionment of typical and emerging per- and polyfluoroalkylated substances in Tuojiang River basin[J]. Environmental Science, 2022, 43(9): 4522-4531.
[16]	张慧, 王世亮, 余杨. 乐安河河流水体典型全氟化合物的浓度及其前体物的污染贡献[J]. 环境科学, 2020, 41(7): 3204-3211. Zhang H, Wang S L, Yu Y. Concentrations of typical perfluoroalkyl acids and contributions of their precursors in the water of the Le'an River in China[J]. Environmental Science, 2020, 41(7): 3204-3211. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2020.07.049
[17]	温祥洁, 陈朝辉, 徐维新, 等. 青藏高原东北部地区表层土壤中全氟化合物的分布特征及来源解析[J]. 环境科学, 2022, 43(6): 3253-3261. Wen X J, Chen Z H, Xu W X, et al. Distribution characteristics and source apportionment of perfluoroalkyl substances in surface soils of the northeast Tibetan Plateau[J]. Environmental Science, 2022, 43(6): 3253-3261.
[18]	李冰洁, 陈金媛, 刘铮铮, 等. 浙江省大气颗粒物PM_2.5中全氟化合物污染特征分析及健康风险评估[J]. 环境科学, 2022, 43(2): 639-648. Li B J, Chen J Y, Liu Z Z, et al. Pollution characteristics and health risk assessment of perfluorinated compounds in PM_2.5 in Zhejiang Province[J]. Environmental Science, 2022, 43(2): 639-648.
[19]	Billah M B. Determination of perfluorinated compounds (PFCs) in the fine particulate matter (PM_2.5) in China[J]. Jahangirnagar University Journal of Biological Sciences, 2016, 5(1): 21-27. DOI:10.3329/jujbs.v5i1.29740
[20]	夏慧, 敖俊杰, 袁涛. 室内灰尘中全氟化合物的污染状况与人体暴露水平评估[J]. 生态毒理学报, 2016, 11(2): 223-230. Xia H, Ao J J, Yuan T. Occurrences, characteristics and human exposure assessment of perfluorinated compounds in indoor dust[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(2): 223-230.
[21]	Besis A, Botsaropoulou E, Samara C, et al. Perfluoroalkyl substances (PFASs) in air-conditioner filter dust of indoor microenvironments in Greece: implications for exposure[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 183. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.109559
[22]	Weiss J M, Jones B, Koekkoek J, et al. Per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in Swedish household dust and exposure of pet cats[J]. Environmental Science and Pollution research, 2021, 28(29): 39001-39013. DOI:10.1007/s11356-021-13343-5
[23]	Xu F P, Chen D, Liu X T, et al. Emerging and legacy per- and polyfluoroalkyl substances in house dust from south China: contamination status and human exposure assessment[J]. Environmental Research, 2021, 192. DOI:10.1016/j.envres.2020.110243
[24]	方淑红, 朱和祥, 叶芝祥, 等. 成都市道路积尘中全氟化合物的污染特征及暴露风险评估[J]. 环境科学, 2019, 40(12): 5265-5271. Fang S H, Zhu H X, Ye Z X, et al. Pollution characteristics and exposure risk assessment of perfluoroalkyl substances in road dust, Chengdu[J]. Environmental Science, 2019, 40(12): 5265-5271.
[25]	Yao Y M, Sun H W, Gan Z W, et al. Nationwide distribution of per- and polyfluoroalkyl substances in outdoor dust in mainland China from eastern to western areas[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(7): 3676-3685.
[26]	Wang Y, Li X T, Zheng Z, et al. Chlorinated polyfluoroalkyl ether sulfonic acids in fish, dust, drinking water and human serum: from external exposure to internal doses[J]. Environment International, 2021, 157. DOI:10.1016/j.envint.2021.106820
[27]	Wang Y, Shi Y L, Vestergren R, et al. Using hair, nail and urine samples for human exposure assessment of legacy and emerging per- and polyfluoroalkyl substances[J]. Science of the Total Environment, 2018, 636: 383-391.
[28]	Wang Y X, Zhong Y X, Li J G, et al. Occurrence of perfluoroalkyl substances in matched human serum, urine, hair and nail[J]. Journal of Environmental Sciences, 2018, 67: 191-197.
[29]	中华人民共和国生态环境部. 2020中国生态环境状况公报[EB/OL]. https://www.mee.gov.cn/hjzl/sthjzk/zghjzkgb/202105/P020210526572756184785.pdf, 2021-05-26.
[30]	Prevedouros K, Cousins I T, Buck R C, et al. Sources, fate and transport of perfluorocarboxylates[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(1): 32-44.
[31]	毛盼, 王明娅, 孙昂, 等. 某典型废弃硫酸场地土壤重金属污染特征与评价[J]. 环境化学, 2022, 41(2): 511-525. Mao P, Wang M Y, Sun A, et al. Heavy metal pollution characteristics and assessment in soil of a typical abandoned sulfuric acid site[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(2): 511-525.
[32]	马妍, 程芦, 阮子渊, 等. 近20年中国表层土壤中多环芳烃时空分布特征及源解析[J]. 环境科学, 2021, 42(3): 1065-1072. Ma Y, Cheng L, Ruan Z Y, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soil of China (2000-2020): temporal and spatial distribution, influencing factors[J]. Environmental Science, 2021, 42(3): 1065-1072.
[33]	廖健, 邓超, 陈怡, 等. 西湖景区土壤中邻苯二甲酸酯污染水平、来源分析和空间分布特征[J]. 环境科学, 2019, 40(7): 3378-3387. Liao J, Deng C, Chen Y, et al. Pollution levels, sources, and spatial distribution of phthalate esters in soils of the West Lake scenic area[J]. Environmental Science, 2019, 40(7): 3378-3387.
[34]	Cai C Y, Li J Y, Wu D, et al. Spatial distribution, emission source and health risk of parent PAHs and derivatives in surface soils from the Yangtze River Delta, Eastern China[J]. Chemosphere, 2017, 178: 301-308.
[35]	Liu B L, Zhang H, Yao D, et al. Perfluorinated compounds (PFCs) in the atmosphere of Shenzhen, China: spatial distribution, sources and health risk assessment[J]. Chemosphere, 2015, 138: 511-518.
[36]	Domingo J L. Health risks of dietary exposure to perfluorinated compounds[J]. Environment International, 2012, 40: 187-195.
[37]	彭碧霞, 洪文俊, 李方方, 等. 浙江杭嘉湖地区水环境中全氟烷基化合物的污染特征及健康风险评估[J]. 环境化学, 2021, 40(10): 3001-3014. Peng B X, Hong W J, Li F F, et al. Distribution characteristics and health risk assessment of perfluoroalkyl substances in aquatic environment of Hangzhou-Jiaxing-Huzhou region in Zhejiang Province[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(10): 3001-3014.
[38]	Ahmadireskety A, Da Silva B F, Robey N M, et al. Per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS) in street sweepings[J]. Environmental Science & Technology, 2022, 56(10): 6069-6077.
[39]	Wang B, Yao Y M, Wang Y, et al. Per- and polyfluoroalkyl substances in outdoor and indoor dust from mainland China: contributions of unknown precursors and implications for human exposure[J]. Environmental Science & Technology, 2022, 56(10): 6036-6045.
[40]	Wang Z Y, Cousins I T, Scheringer M, et al. Global emission inventories for C₄-C₁₄ perfluoroalkyl carboxylic acid (PFCA) homologues from 1951 to 2030, part I: production and emissions from quantifiable sources[J]. Environment International, 2014, 70: 62-75.
[41]	Zhang Y F, Beesoon S, Zhu L Y, et al. Biomonitoring of perfluoroalkyl acids in human urine and estimates of biological half-life[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(18): 10619-10627.
[42]	Xu Y Y, Fletcher T, Pineda D, et al. Serum half-lives for short- and long-chain perfluoroalkyl acids after ceasing exposure from drinking water contaminated by firefighting foam[J]. Environmental Health Perspectives, 2020, 128(7). DOI:10.1289/ehp6785
[43]	陈家苗, 王建设. 新型全氟和多氟烷醚类化合物的环境分布与毒性研究进展[J]. 生态毒理学报, 2020, 15(5): 28-34. Chen J M, Wang J S. Research progress in environmental distribution and toxicity of per- and polyfluoroalkyl ether substances[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2020, 15(5): 28-34.
[44]	Bao Y X, Cagnetta G, Huang J, et al. Degradation of hexafluoropropylene oxide oligomer acids as PFOA alternatives in simulated nanofiltration concentrate: effect of molecular structure[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 382. DOI:10.1016/j.cej.2019.122866
[45]	Wang Y, Chang W G, Wang L, et al. A review of sources, multimedia distribution and health risks of novel fluorinated alternatives[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 182. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.109402
[46]	何宗健, 甘甜, 彭希珑, 等. 环鄱阳湖城市污水处理厂污泥中全氟化合物的污染特征[J]. 南昌大学学报(工科版), 2020, 42(2): 103-108. He Z J, Gan T, Peng X L, et al. Pollution characteristics of perfluorinated compounds in sludge from urban wastewater treatment plants around Poyang Lake[J]. Journal of Nanchang University (Engineering & Technology), 2020, 42(2): 103-108.
[47]	孙㑇琳, 张欢燕, 周亚康. 高效液相色谱串联质谱法测定某市污水处理厂进出水中的全氟化合物[J]. 环境监控与预警, 2020, 12(5): 87-92. Sun Z L, Zhang H Y, Zhou Y K. Research on perfluorinated compounds in and of wastewater treatment plants HPLC-MS/MS[J]. Environmental Monitoring and Forewarning, 2020, 12(5): 87-92.
[48]	汪磊, 张彰, 张宪忠, 等. 污水处理厂中全氟化合物的污染研究[J]. 环境科学学报, 2011, 31(7): 1363-1368. Wang L, Zhang Z, Zhang X Z, et al. Removal of perfluorinated compounds by wastewater treatment plants[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2011, 31(7): 1363-1368.
[49]	徐方萍. 传统和新型全氟化合物在室内灰尘和孕妇血浆中污染特征研究[D]. 广州: 暨南大学, 2020. Xu F P. Pollution characteristics of legacy and emerging per- and polyfluoroalkyl substances in indoor dust and pregnancy women plasma[D]. Guangzhou: Jinan University, 2020.


环境科学 2023, Vol. 44 Issue (3): 1593-1601	PDF