全氟和多氟烷基類物質在大氣環境中的存在和行為研究進展

史亞利，張博鈉，鄭 哲，蔡亞岐*

1. 國科大杭州高等研究院環境學院，浙江 杭州 310024

2. 中國科學院生態環境研究中心，環境化學與生態毒理學國家重點實驗室，北京 100085

3. 中國科學院大學，北京 100049

4. 生態環境部對外合作與交流中心，北京 100035

全氟和多氟烷基類物質(per- and polyfluoroalkyl substances, PFASs)是指碳骨架上氫原子部分或全部被氟原子取代的一類人工合成化合物，結構通式為CF-R. 大多數PFASs 具有高化學穩定性、熱穩定性、強表面活性及疏水疏油特性，因此廣泛用于各種工業和民用領域. 根據所帶官能團和性質的差異，PFASs 可分為離子型PFASs (ionic PFASs, i-PFASs)和中性PFASs (neutral PFASs, n-PFASs)，其中i-PFASs的典型代表為全氟烷基羧酸(perfluoroalkyl carboxylic acids, PFCAs)和 全 氟 烷 基 磺 酸 (perfluoroalkane sulfonic acids, PFSAs)；n-PFASs 通常被視作i-PFASs的前體，常見種類有氟調聚醇(fluorotelomer alcohol,FTOH)、全氟辛基磺酰胺(perfluorooctane sulfonamide,FOSA)、 全氟辛基磺酰胺乙醇(perfluorooctane sulfonamidoethanol, FOSE)等. i-PFASs 具有環境持久性，不易降解，親水性基團的存在使其更易存在于水環境中，但i-PFASs 也會吸附在細顆粒上進入大氣；n-PFASs 則較易揮發進入大氣氣相中，并且可經光或生物降解轉化為i-PFASs. 該文涉及的PFASs 全稱和簡稱如表1 所示.

表1 PFASs 的中英文全稱、簡稱、分子式及CAS 編號Table 1 Name, abbreviation, molecular formula and CAS number of PFASs

自1949 年3M 公司開始生產全氟辛基磺酰氟(perfluorooctane sulfonyl fluoride, POSF)系列化合物，至今已達70 年之久，并且取得了顯著的商業效益. 數據顯示，2008-2011 年我國全氟辛基磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)的年產量為200～250 t，2004-2012年我國全氟辛酸(perfluorooctanoic acid, PFOA)及其鹽類的年產量持續增加，總產量累計為480 t，期間大量PFASs 隨生活、工業產品的生產、使用和廢棄物的處理處置等進入環境，造成的環境和健康風險逐漸引起全球的重視. 2009 年和2019 年，PFOS 和PFOA及其相關化合物先后被列入《關于持久性有機物的斯德哥爾摩公約》POPs 名單限制生產和使用；全氟己基磺酸(perfluorohexane sulfonate, PFHxS)及其鹽類和相關物質也將于2022 年納入POPs 管控范疇.此外，歐盟、美國和加拿大等國家和地區也相繼頒布多項法案禁止或限制PFASs 類物質的生產和使用.

在源頭削減的同時，了解環境介質中PFASs 遷移轉化規律有助于高效、科學的環境風險管控的實施，可極大減少其對人體健康和全球環境的影響. 盡管PFASs 研究大多集中在水和陸地相關環境，但也有研究顯示PFASs 廣泛存在于大氣中，同時隨大氣環流傳輸至人類活動較少的極地和青藏高原等偏遠地區，大氣是PFASs 的重要傳輸媒介，如北冰洋表層水中34%～59%的PFOA 源于大氣輸入，此外，大氣的流動性決定了其中污染物的區域傳輸性，在有利氣象因素的作用下污染物可傳輸到無釋放源的地區，大氣對污染物排放的響應較快，是污染物影響人類和動植物的重要途徑之一. 同時，有研究指出，室內空氣、灰塵也是人群暴露PFASs 的重要途徑. 因此，該文針對大氣環境中PFASs 的來源、分布和行為及其對人群暴露PFASs 的影響進行全面綜述，并對其發展趨勢進行展望，以期為大氣中PFASs 的進一步研究提供參考.

1 大氣中PFASs 的來源

1.1 氟化學品整個生命周期的直接排放

氟化工品原料、生產和運輸等各環節均可釋放PFASs 進入大氣環境，因此氟化學品工業園區通常是周圍大氣甚至偏遠地區環境中PFASs 的重要點源.研究發現，氟化工業園區周圍大氣顆粒物中i-PFASs濃度常高于n-PFASs 濃度，可能與n-PFASs 易于通過老化過程與較大顆粒物結合，進而以干、濕沉降等方式去除有關. 我國某氟化工園區附近大氣顆粒物以PFOA 和 全 氟 己 酸(perfluorohexanoic acid, PFHxA)等i-PFASs 為主，也含有10∶2 FTOH 等n-PFASs.大氣環境中短鏈PFASs 傳輸至較遠地區的趨勢更大，例如：氟化工園區5 km 處大氣環境中PFOA 和全氟丁酸(perfluorobutanoic acid, PFBA)濃度分別下降90%和55%. 也有研究顯示，氟化工業園區排放的PFASs 可隨大氣遷移至150 km 外. PFASs 可作為添加劑用于水成膜泡沫滅火劑(aqueous film-forming foams, AFFF)、不粘鍋、防污地毯、食品包裝、紡織品等各類工業和民用消費品，在其使用過程中可釋放PFASs；廢棄產品中PFASs 的釋放也會對大氣、水、土壤等各環境介質產生影響，因此其相關場所是PFASs 的重要點源. 例如：機場、化工廠、石油企業(儲油罐)和軍事基地的應急響應以及消防訓練等場所，AFFF 的大量使用可引起周圍水土環境的嚴重污染；室內模擬研究發現，AFFF 經攪拌后上方大氣中可檢出16 種PFASs，以PFOA 為主(濃度中位值為13 670 μg/cm)，說明AFFF 使用過程中PFASs 也會被釋放進入大氣環境. 我國長三角地區紡織廠所在園區周圍大氣和顆粒物中檢出了以PFOA 和全氟癸酸(perfluorodecanoic acid, PFDA)為主的i-PFASs，同 時 檢 出 更 高 濃 度的n-PFASs，以8∶2 FTOH 和10∶2 FTOH 為主，這與具有高蒸汽壓的n-PFASs 更易分配到氣相有關. 服裝及戶外用品商店室內空氣中FTOHs 濃度顯著高于同一地區家庭住宅的濃度，說明紡織品對室內環境中PFASs 有較高貢獻. 全新消防服中PFASs 濃度明顯高于使用3～10 年的消防服，使用10 年后PFASs 損失率大于80%，存放消防服的場所內灰塵與消防服可檢出具有相似組成特征的i-PFASs. 以上結果表明紡織品生產和使用均會向環境釋放PFASs.

典型垃圾填埋場和污水處理廠作為廢棄物和廢水處理處置場所通常被認為是PFASs 的源和匯，廢棄的消費品在垃圾填埋場可發生各種轉化降解，向滲濾液和大氣環境釋放PFASs. 研究表明，垃圾填埋場周圍大氣氣相中n-PFASs 濃度明顯高于對照點，以FTOHs 檢出率(＞75%)為最高，顆粒相中均可檢出i-PFASs；垃圾填埋場周圍大氣環境中PFASs 濃度呈現填埋場＞下風向＞上風向＞對照點的空間分布趨勢. 廢水中PFASs 經污水處理廠處理后并不能完全去除，最終隨出水的排放進入周圍水環境，也有研究顯示污水處理廠曝氣池上方大氣中PFASs 的濃度高于沉淀池及其他點位的濃度，其原因可能是曝氣過程中氣體的揮發量增加，進而使氣溶膠介導的運輸增強導致更多的揮發性PFASs 進入大氣，同時模型估算結果表明污水處理廠是周圍大氣環境中PFASs的重要來源.

1.2 前體化合物的降解

大多數傳統i-PFASs 難以降解，具有環境持久性，但揮發性較強的FTOHs、 氟調聚磷酸雙酯(Polyfluoroalkyl phosphoric acid diesters, diPAPs)、FOSAs 和FOSEs 等n-PFASs 可經生物或非生物轉化降解生成i-PFASs，成為大氣中i-PFASs 的間接來源，盡管這一途徑釋放的i-PFASs 對大氣中總i-PFASs的貢獻較少，但其在i-PFASs 的遠距離傳輸和全球分布中發揮了重要作用，被認為是偏遠地區環境中i-PFASs 的重要來源. 在含氟產品生產、使用和處置過程中n-PFASs 可揮發進入大氣，進而長距離傳輸至偏遠地區，在傳輸過程中n-PFASs 經生物或非生物降解轉化為持久存在的i-PFASs. 例如：揮發進入大氣的FTOHs 在太陽光的照射下與OH 自由基發生光化學氧化反應生成包括PFOA 在內的PFCAs 終端產物；也可與Cl 原子引發的自由基反應生成PFCAs；模擬試驗研究顯示，氣相中OH 自由基與FTOHs 的反應會影響其停留時間，即使吸附在顆粒物中的前體物(如6∶2 diPAP)也可發生非均相光氧化反應生成PFCAs.

1.3 海洋氣溶膠帶來的氣-水交換

海洋波浪和飛沫會形成微小氣泡，氣泡破碎向空氣釋放出粒徑為微米級的海洋氣溶膠(sea spray aerosol, SSA)，附著在海洋氣溶膠上的PFASs 也因此進入大氣進行傳輸. 模擬試驗估算得出，PFOA 和PFOS 通 過SSA 向 大 氣 排 放 的 量 分 別 為23～506 和42～810 t/a，與大氣中PFASs 的其他兩個來源(直接排放和前體物降解)的貢獻相當. PFASs 濃度與SSA指示物Na濃度呈顯著相關(＜0.05)，說明SSA 是沿海地區大氣中PFASs 的重要來源.

2 大氣環境中PFASs 的污染現狀和分布

2.1 室外大氣中PFASs 的存在和分布

PFASs 主要產生于人類活動頻繁的陸地區域，并且許多PFASs 有一定的水溶性，因此PFASs 具有從內陸向海洋遷移擴散的趨勢，目前室外大氣環境中PFASs 研究多集中在沿海地區，PFOA 通常是檢出的主要i-PFAS，主要檢出的n-PFASs 為FTOHs，氣團后軌跡分析表明，德國海濱地區某村莊大氣中PFASs 源于大氣長距離傳輸. 我國渤海和黃海附近大氣中C4 i-PFASs 和C6 i-PFASs 對總濃度的貢獻率高于C8 i-PFASs，一方面短鏈PFASs 蒸氣壓更高，更容易揮發進入大氣，具有更強的傳輸潛力；另一方面該結果也體現了短鏈PFASs 替代長鏈PFASs 的趨勢. 6∶2 FTOH 具有較短的半衰期，在大氣長距離傳輸過程中更易降解，因此8∶2 FTOH、10∶2 FTOH 與6∶2 FTOH 的濃度比值可用于PFASs 來源解析，利用該比值可判斷大氣長距離傳輸對FTOH 的相對貢獻.例如，盡管臺灣西海峽大氣中6∶2 FTOH 的濃度比渤海和黃海上空高約30 倍，但8∶2 FTOH、10∶2 FTOH與6∶2 FTOH 的比值(1.0∶0.1∶0.7)較高，說明臺灣西海峽大氣FTOHs 可能受長距離傳輸影響較大. 此外城市人類活動頻繁，更容易受直接排放源影響，空氣中PFASs 的濃度往往高于農村.

多項研究顯示，盡管偏遠地區PFASs 排放源較少，但仍可檢出PFASs 的普遍存在，其可能源于PFASs 長距離傳輸. 目前認為PFASs 長距離傳輸途徑主要有兩種：洋流循環和大氣環流. i-PFASs 通常有較強水溶性，可隨地表徑流匯入海洋，通過洋流運動進行長距離傳輸，同時在大氣循環遷移過程中PFASs 也可通過干濕沉降進入地表水. 此外，大氣輸入是PFASs 進入偏遠地區的重要途徑，一方面PFOS 和PFOA 等i-PFASs 可吸附在顆粒物表面隨大氣遷移；另一方面揮發性的n-PFASs 隨大氣環流傳輸，降解為環境持久性的i-PFASs 沉積到偏遠地區.通過Globo-POP 模型模擬結果與FTOHs 和PFOA 歷史排放的對比，發現兩極地區以洋流循環傳輸為主，其輸送效率比大氣傳輸高10 倍以上. 2006-2014年北極3 個監測點長期的監測結果顯示，PFOA、PFOS、PFBA、FTOH 是最常檢出物質. 南極半島西部 附 近 空 氣 中 檢 出的n-PFASs 以8∶2 FTOH 和10∶2 FTOH 為主，平均濃度分別為9.9 和7.4 pg/m，同時也檢出較短碳鏈(C4)的N-甲基全氟丁基磺酰胺(n-methyl perfluorobutane sulfonamide, MeFBSA)和N-甲基全氟丁基磺酰胺乙醇(n-methyl perfluorobutane sulfonamidoethanol, MeFBSE). 青藏高原等內陸偏遠地區的工業化程度較低，直接污水及大氣排放源較少，大氣傳輸顯得格外重要，該地區主要檢出物質是在大氣中停留時間較長和揮發性強的8∶2 FTOH，主要來自印度季風和西風的輸送.

綜上，PFASs 在全球大氣中廣泛存在，甚至偏遠的兩極地區也有檢出，人口密集和工業發達的城市區域PFASs 濃度顯著高于農村，由于i-PFASs 的揮發性小，室外大氣相關研究多以n-PFASs 為目標物，其中FTOHs，尤其是8∶2 FTOH 是全球大氣環境中檢出的主要n-PFASs，總體上FTOHs 污染水平表現出亞洲國家略高于歐美國家的現象，例如，中國和印度大氣中FTOHs 濃度分別為25.2～246 和54～311 pg/m，德國和加拿大濃度相對較低，分別為7.3～146 和39～153 pg/m. 全球大氣被動采樣網絡2009-2015年連續監測結果顯示，巴黎、悉尼和多倫多等城市大氣中n-PFASs 濃度呈現緩慢上升的趨勢.

2.2 室內大氣環境中PFASs 的存在和分布

PFASs 廣泛應用于地毯、家具和戶外服裝等各類消費品中，這些消費品在使用過程中n-PFASs 可能會揮發進入室內空氣，i-PFASs 也會由于消費品的磨損脫落吸附在灰塵中，隨灰塵懸浮在室內空氣中.有研究發現，德國住宅和學校室內空氣中FTOHs、氟 調 聚 物 丙 烯 酸酯(fluorotelomer acrylate, FTAC)、FOSE 等n-PFASs 均有檢出，且住宅中的濃度高于學校的濃度，總體以8∶2 FTOH 為主，而8∶2 FTAC 是濃度最高的FTAC 類物質. 室內灰塵由于含水量低且不易被陽光直射，因此其捕獲的污染物很難發生降解，常被喻為“室內污染檔案”. 中歐和北美家庭住宅灰塵中PFHxA 和PFOS 檢出率最高，以PFOS 濃度最高，中位值在9.1～14.1 ng/g 之間，總體上北美室內灰塵中PFASs 濃度高于歐洲，這與PFASs 在不同研究區域的應用市場、進口量和用途等的差異有一定關系. 研究發現地毯和灰塵中PFASs 的濃度具有很強的相關性，說明地毯既可能是PFASs 源，也可能是其匯. 加拿大住所采集的灰塵和地毯中PFASs 具有相似的組成，均表現為PFHxS 高于PFOS 的特點，異構體分布也基本相同，且與地毯所用防油防水劑中的組成相似，說明地毯是灰塵中PFASs 的主要污染源. 兒童臥室空氣中PFASs 含量與地板類型有明顯相關性，使用塑膠地板的臥室中PFASs 濃度顯著高于使用木地板的臥室.

一般區域室內空氣和粉塵中PFASs 濃度普遍高于室外，說明室內PFASs 可能對室外大氣中PFASs有一定貢獻. 但韓國兩個工業化城市室內外空氣中PFASs 污染水平卻呈現出不同的結果，即室內FTOHs 濃度(7 499 pg/m)低于室外濃度(19 471 pg/m)，這可能與其工業排放有一定關系. 不同國家室內外空氣中PFASs 組成存在差異，英國室內外空氣中PFASs 以揮發性強的FOSE 為主，PFHxS濃度約為PFOS 的2 倍，這與PFOS 受管控后被短鏈PFASs 替代的情況一致.

3 大氣中PFASs 的環境行為

3.1 干濕沉降對PFASs 大氣環境行為的影響

在氟化工品生產和使用過程中均可釋放PFASs進入環境，然后在水體、大氣、沉積物和生物體各介質間進行遷移轉化或累積. 干濕沉降是大氣中包括PFASs 在內的污染物清除的重要途徑，對污染物的大氣環境過程有重要影響，也是地表環境中污染物的重要來源.

大氣中PFASs 干沉降主要包括：①吸附在大氣顆粒相中的i-PFASs 隨顆粒物沉降到地表；②存在于氣相中的PFASs 直接被植被、土壤和地表水等吸收. 目前干沉降對PFASs 大氣環境行為影響的研究相對較少，而且結論也不盡相同. 顆粒物是大氣環境中PFASs 沉降到地表的重要載體，渤海和黃海海域上空大氣環境中PFASs 研究顯示顆粒相中可檢出14 種i-PFASs，以TFA〔中位值為(120±80) pg/m〕為主，計算干沉降通量發現，除TFA 外，i-PFASs 通過顆粒相沉降的比例(81%±32%)高于氣相沉降的比例，說明干沉降是大氣中PFASs 遷移到地表的重要途徑.而美國北卡羅來納地區的研究發現，6 種PFASs 干沉降通量僅占總沉降通量的2.8%，說明除干沉降外PFASs 仍有其他更重要的沉降途徑.

濕沉降是污染物生物地球化學循環的重要過程，是連接大氣與水環境的橋梁. 降雨是濕沉降的主要方式，可以反映降雨時大氣PFASs 的分布及污染排放特征. 雨水可有效沖刷大氣中的PFASs，尤其是吸附在顆粒相中的PFASs，空氣濕度較高時氣相中PFASs可以形成氣溶膠更有利于清除. Müller 等發現，降雨使河水中PFASs 濃度明顯增加，對河水中PFASs 總濃度的貢獻率為10%～50%. 德國北部雨水檢出17 種PFASs，以PFOA 和PFBA 為主，總PFASs的沉降速率為2～91 ng/(m·d). 降雨初期對大氣中PFASs 的清除效率最高，最初1 mm 降雨中PFASs 濃度較高，隨著降雨的持續PFASs 濃度逐漸降低，前3 mm 的降雨可清除約75%的PFASs.

大氣中PFASs 也可通過降雪方式清除，降雪中PFASs 的組成也可反映當地大氣中PFASs 污染特征.新疆天池西部表層水中較高濃度的PFASs (中位值為15.41 ng/L)可能來源于降雪中的PFASs. 南極大氣和降雪中PFASs 均以FTOHs 為主，降雪中∑FTOHs濃度為140 pg/L，占總PFASs 濃度的67%. 我國北方雪樣中溶解相和顆粒相中PFASs 濃度分別為18.7～188 和7.06～44.1 ng/L，以PFOS 和PFOA 為主，異構體組成特征說明其主要源于直接排放. 與降雨不同，降雪中PFASs 的種類和濃度會在其到達地面后受溫度光照等的影響發生改變. 有研究認為，新雪可更有效地反映降雪當時大氣中PFASs 的分布情況，而積雪則體現了大氣中PFASs 的持久性和冰面化學反應，停留4～7 d 的積雪中PFOA 和PFNA 含量明顯增加，說明雪/冰表面n-PFASs 經化學反應轉化生成i-PFASs.

3.2 PFASs 的氣相/顆粒相分配

污染物的氣/粒分配系數()是衡量其大氣分配行為的重要參數，可通過污染物在大氣氣相和顆粒相中濃度的比值計算獲得，同時，半揮發性污染物的氣粒分配受其理化性質、濃度、種類以及氣象條件等多種因素的影響，因此發展了兩相分配模型用于其大氣分配行為的評估. 與傳統的半揮發性有機污染物相似，PFASs 不僅存在于大氣氣相中，也會吸附在顆粒相.PFASs 的氣/粒分配過程對其全球大氣分布和長距離傳輸潛力有重要影響. 但不同的是PFASs 具有親水親油特性，因此傳統的兩相分配模型并不完全適用于PFASs 氣粒分配的模擬，這在一定程度上增加了相關研究的難度. 另外，對于i-PFASs，一方面由于采樣方法的局限，在采樣過程中氣相中的i-PFASs 會被濾膜截留導致顆粒相中i-PFASs 濃度被高估，進而影響值的準確性；另一方面當顆粒相含水率較高時，親水性強的i-PFASs 也更傾向進入顆粒相，導致無法準確評估其實際分配行為. 相比之下，揮發性強的n-PFASs 可通過野外研究或理論模型評估獲得值，例如：Wang 等利用多參數線性自由能關系模型(pp-LFER)代替傳統的單參數兩相分配模型成功預測了德國北部海岸空氣中n-PFASs 的氣/粒分配系數，預測與實測結果較為一致；Ahrens 等開發了新型采樣器以研究PFASs 的氣/粒分配行為，結果發現顆粒相中PFASs 的占比隨碳鏈長度增加而增加，大氣pH 和化合物的p值對PFASs 的氣粒分配有一定影響；Paragot 等也得出相似的結論，氣相中FOSAs等n-PFASs 占比更高，PFOS 則主要存在于顆粒相.

3.3 模型模擬大氣中PFASs 的環境行為

模型模擬是環境科學研究的重要工具，相比于土壤和水體環境，大氣環境具有更高的易變性和流動性，這種情形在大尺度研究中更加突出，此時采用合適的模型模擬方法可以與真實外場試驗觀測形成對比，使研究結論的可靠性、適應性大大增強. 空氣質量模型在預測干濕沉降對PFASs 區域污染影響方面具有重要作用. 目前關于PFASs 的模擬研究主要目標物是PFOA 及其前體物. Chen 等利用潛在源貢獻函數分析(potential source contribution function, PSCF)模型，研究青藏高原降水中PFASs 的潛在來源，發現當地降水中不同鏈長PFASs 的來源存在一定的地區差異，其中C4～C7 的PFCAs 主要來源于印度東北部、孟加拉國和尼泊爾南部，而C8～C10 的PFCAs 則主要受尼泊爾南部和不丹排放的影響，C11～C12 的PFCAs 可能與印度北部和巴基斯坦的排放有關.D'ambro 等應用多尺度空氣質量模型(community multiscale air quality modeling system, CMAQ)研究了氟化工廠周邊26 種PFASs 的遷移和歸趨，發現PFASs 具有明顯的長距離遷移特征，僅5%的總PFASs 沉積在工廠150 km 內，其余可被輸送到更遠的 區 域. 通 過AERMOD (american meteorological society/environmental protection agency regulatory model)模型模擬，Barton 等定位了研究區域內PFOA 最大濃度出現的位置，預測與實際測得的數據相吻合，說明AERMOD 模型預測區域環境空氣中PFOA 污染水平具有一定可靠性.

4 PFASs 人體暴露

人體暴露是將環境污染和健康效應緊密聯系的橋梁，目前污染物的人體暴露評估方法主要有暴露因子法和流行病學法，暴露因子法是指通過獲得的外暴露介質(食物、水、空氣和灰塵等)中污染物濃度，結合暴露頻率和時間估算外暴露劑量的方法；流行病學法則是將血清/血液和不同外暴露介質(如空氣、灰塵、水和食物)中污染物濃度進行關聯，評估一個或多個暴露途徑對污染物內暴露水平的貢獻. 針對PFASs 尤其是i-PFASs 的人體暴露研究目前已取得重要進展，并且多數研究表明普通人群暴露PFASs的主要途徑為飲食和飲用水，但室內外空氣和灰塵也是人類接觸PFASs 的主要媒介，人們可通過呼吸和灰塵攝入及皮膚接觸等方式攝入PFASs. 研究顯示PFASs 人體血清濃度與室內空氣中PFASs 前體物濃度呈正相關關系，說明室內空氣中揮發性前體物對人體PFASs 暴露水平有一定貢獻. 通過呼吸、灰塵和皮膚接觸等方式攝入PFASs 對不同年齡段人群暴露的貢獻研究發現兒童由于在地毯上爬行或玩耍時攝入較多灰塵，通過灰塵攝入PFASs 的貢獻較高，而成年人則是呼吸攝入大于粉塵吸入的貢獻. 例如：Shoeib 等發現，成年人接觸PFASs 的主要途徑是呼吸攝入(50.7 ng/d)，而兒童主要通過灰塵攝入(24.6 ng/d)；Egeghy 等對芬蘭兒童臥室的調查發現，兒童通過粉塵攝入PFASs 的量〔0.027 ng/(kg·d)(以體質量計)〕高于呼吸攝入量〔0.019 ng/(kg·d)(以體質量計)〕，并且通過粉塵攝入PFASs 的量是成人的5 倍. 但對于非職業人群而言，通過灰塵和室內空氣攝入PFASs的量僅分別占總攝入量的3%和2%，說明與食物和飲用水相比，灰塵攝入和呼吸對人體暴露的貢獻相對較低.

值得注意的是，與普通人群相比，某些職業人群(如氟化工廠員工和消防員等)通過呼吸和皮膚接觸暴露PFASs 的風險較高，可能是其攝入PFASs 的主要途徑. 例如：電鍍工人血清中鎘霧抑制劑的主要成分C8 與C10 的Cl-PFESAs 濃度比值明顯不同于高食魚人群，這一結果可歸結為它們更加顯著的空氣、灰塵或皮膚接觸暴露途徑；在消防演練或滅火時，消防員會通過吸入灰塵和煙霧的方式暴露于較高濃度的PFASs，研究發現，工作多年的消防員血清中PFASs 的含量比普通人群高6～10 倍，PFHxS 和PFOA的血清濃度與消防員工作年限有關，工作超過20 年的消防員血清中PFOS 中位濃度超過80 ng/mL，顯著高于低工齡人員. 另外，污染物在空氣中的傳播速度遠大于水體和土壤，因此人群對PFASs 大氣污染及水體和土壤污染的反應時間有一定差異，污染早期人們通過大氣攝入PFASs 的量可能會超過飲水攝入的量，但后期則相反. 1974-1990 年，杜邦公司所屬氟化工企業附近居民通過呼吸攝入PFASs 的貢獻最高，但后期以受污染的地下水為水源的飲用水逐漸成為人群攝入PFASs 的主要途徑，因此污染嚴重或污染排放初期區域環境人群通過大氣環境攝入PFASs的風險相對較高.

5 結論與展望

a) 大氣氣相和顆粒相中PFASs 分別以n-PFASs和i-PFASs 為主，n-PFASs 一般又以FTOHs 為主，而i-PFASs 的污染特征則因場所、地區等的差異而有所不同，大氣中PFHxA 等短鏈PFASs 含量逐漸上升的趨勢一定程度上體現了長鏈PFASs 管控法規實施的效果.

b) 全球范圍內，室內空氣中PFASs 濃度一般高于室外大氣環境，因此室內環境可能是室外大氣中PFASs 的重要來源之一，戶外服裝、地毯等紡織品則可能是室內空氣中PFASs 的主要來源.

c) 飲食是人群攝入PFASs 的主要途徑，但通過灰塵、空氣等途徑的攝入不容忽視，尤其是對長期在PFASs 高污染環境中的職業人群暴露PFASs 的貢獻尤為明顯.

d) 鑒于大氣環境隨氣象等外在條件的易變性，未來研究應更多關注可反映長期平均污染水平的被動采樣技術的采用，并重視大氣環境在PFASs 長距離傳輸中的貢獻.

e) 考慮到大氣環境中PFASs 污染的廣泛性，將其納入大氣長期監測對象對環境管理和人群健康風險研究具有重要意義.