全氟和多氟烷基类物质在大气环境中的存在和行为研究进展

史亚利，张博钠，郑 哲，蔡亚岐*

1. 国科大杭州高等研究院环境学院，浙江 杭州 310024

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. 中国科学院大学，北京 100049

4. 生态环境部对外合作与交流中心，北京 100035

全氟和多氟烷基类物质(per- and polyfluoroalkyl substances, PFASs)是指碳骨架上氢原子部分或全部被氟原子取代的一类人工合成化合物，结构通式为CF-R. 大多数PFASs 具有高化学稳定性、热稳定性、强表面活性及疏水疏油特性，因此广泛用于各种工业和民用领域. 根据所带官能团和性质的差异，PFASs 可分为离子型PFASs (ionic PFASs, i-PFASs)和中性PFASs (neutral PFASs, n-PFASs)，其中i-PFASs的典型代表为全氟烷基羧酸(perfluoroalkyl carboxylic acids, PFCAs)和 全 氟 烷 基 磺 酸 (perfluoroalkane sulfonic acids, PFSAs)；n-PFASs 通常被视作i-PFASs的前体，常见种类有氟调聚醇(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 具有环境持久性，不易降解，亲水性基团的存在使其更易存在于水环境中，但i-PFASs 也会吸附在细颗粒上进入大气；n-PFASs 则较易挥发进入大气气相中，并且可经光或生物降解转化为i-PFASs. 该文涉及的PFASs 全称和简称如表1 所示.

表1 PFASs 的中英文全称、简称、分子式及CAS 编号Table 1 Name, abbreviation, molecular formula and CAS number of PFASs

自1949 年3M 公司开始生产全氟辛基磺酰氟(perfluorooctane sulfonyl fluoride, POSF)系列化合物，至今已达70 年之久，并且取得了显著的商业效益. 数据显示，2008-2011 年我国全氟辛基磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)的年产量为200～250 t，2004-2012年我国全氟辛酸(perfluorooctanoic acid, PFOA)及其盐类的年产量持续增加，总产量累计为480 t，期间大量PFASs 随生活、工业产品的生产、使用和废弃物的处理处置等进入环境，造成的环境和健康风险逐渐引起全球的重视. 2009 年和2019 年，PFOS 和PFOA及其相关化合物先后被列入《关于持久性有机物的斯德哥尔摩公约》POPs 名单限制生产和使用；全氟己基磺酸(perfluorohexane sulfonate, PFHxS)及其盐类和相关物质也将于2022 年纳入POPs 管控范畴.此外，欧盟、美国和加拿大等国家和地区也相继颁布多项法案禁止或限制PFASs 类物质的生产和使用.

在源头削减的同时，了解环境介质中PFASs 迁移转化规律有助于高效、科学的环境风险管控的实施，可极大减少其对人体健康和全球环境的影响. 尽管PFASs 研究大多集中在水和陆地相关环境，但也有研究显示PFASs 广泛存在于大气中，同时随大气环流传输至人类活动较少的极地和青藏高原等偏远地区，大气是PFASs 的重要传输媒介，如北冰洋表层水中34%～59%的PFOA 源于大气输入，此外，大气的流动性决定了其中污染物的区域传输性，在有利气象因素的作用下污染物可传输到无释放源的地区，大气对污染物排放的响应较快，是污染物影响人类和动植物的重要途径之一. 同时，有研究指出，室内空气、灰尘也是人群暴露PFASs 的重要途径. 因此，该文针对大气环境中PFASs 的来源、分布和行为及其对人群暴露PFASs 的影响进行全面综述，并对其发展趋势进行展望，以期为大气中PFASs 的进一步研究提供参考.

1 大气中PFASs 的来源

1.1 氟化学品整个生命周期的直接排放

氟化工品原料、生产和运输等各环节均可释放PFASs 进入大气环境，因此氟化学品工业园区通常是周围大气甚至偏远地区环境中PFASs 的重要点源.研究发现，氟化工业园区周围大气颗粒物中i-PFASs浓度常高于n-PFASs 浓度，可能与n-PFASs 易于通过老化过程与较大颗粒物结合，进而以干、湿沉降等方式去除有关. 我国某氟化工园区附近大气颗粒物以PFOA 和 全 氟 己 酸(perfluorohexanoic acid, PFHxA)等i-PFASs 为主，也含有10∶2 FTOH 等n-PFASs.大气环境中短链PFASs 传输至较远地区的趋势更大，例如：氟化工园区5 km 处大气环境中PFOA 和全氟丁酸(perfluorobutanoic acid, PFBA)浓度分别下降90%和55%. 也有研究显示，氟化工业园区排放的PFASs 可随大气迁移至150 km 外. PFASs 可作为添加剂用于水成膜泡沫灭火剂(aqueous film-forming foams, AFFF)、不粘锅、防污地毯、食品包装、纺织品等各类工业和民用消费品，在其使用过程中可释放PFASs；废弃产品中PFASs 的释放也会对大气、水、土壤等各环境介质产生影响，因此其相关场所是PFASs 的重要点源. 例如：机场、化工厂、石油企业(储油罐)和军事基地的应急响应以及消防训练等场所，AFFF 的大量使用可引起周围水土环境的严重污染；室内模拟研究发现，AFFF 经搅拌后上方大气中可检出16 种PFASs，以PFOA 为主(浓度中位值为13 670 μg/cm)，说明AFFF 使用过程中PFASs 也会被释放进入大气环境. 我国长三角地区纺织厂所在园区周围大气和颗粒物中检出了以PFOA 和全氟癸酸(perfluorodecanoic acid, PFDA)为主的i-PFASs，同 时 检 出 更 高 浓 度的n-PFASs，以8∶2 FTOH 和10∶2 FTOH 为主，这与具有高蒸汽压的n-PFASs 更易分配到气相有关. 服装及户外用品商店室内空气中FTOHs 浓度显著高于同一地区家庭住宅的浓度，说明纺织品对室内环境中PFASs 有较高贡献. 全新消防服中PFASs 浓度明显高于使用3～10 年的消防服，使用10 年后PFASs 损失率大于80%，存放消防服的场所内灰尘与消防服可检出具有相似组成特征的i-PFASs. 以上结果表明纺织品生产和使用均会向环境释放PFASs.

典型垃圾填埋场和污水处理厂作为废弃物和废水处理处置场所通常被认为是PFASs 的源和汇，废弃的消费品在垃圾填埋场可发生各种转化降解，向渗滤液和大气环境释放PFASs. 研究表明，垃圾填埋场周围大气气相中n-PFASs 浓度明显高于对照点，以FTOHs 检出率(＞75%)为最高，颗粒相中均可检出i-PFASs；垃圾填埋场周围大气环境中PFASs 浓度呈现填埋场＞下风向＞上风向＞对照点的空间分布趋势. 废水中PFASs 经污水处理厂处理后并不能完全去除，最终随出水的排放进入周围水环境，也有研究显示污水处理厂曝气池上方大气中PFASs 的浓度高于沉淀池及其他点位的浓度，其原因可能是曝气过程中气体的挥发量增加，进而使气溶胶介导的运输增强导致更多的挥发性PFASs 进入大气，同时模型估算结果表明污水处理厂是周围大气环境中PFASs的重要来源.

1.2 前体化合物的降解

大多数传统i-PFASs 难以降解，具有环境持久性，但挥发性较强的FTOHs、 氟调聚磷酸双酯(Polyfluoroalkyl phosphoric acid diesters, diPAPs)、FOSAs 和FOSEs 等n-PFASs 可经生物或非生物转化降解生成i-PFASs，成为大气中i-PFASs 的间接来源，尽管这一途径释放的i-PFASs 对大气中总i-PFASs的贡献较少，但其在i-PFASs 的远距离传输和全球分布中发挥了重要作用，被认为是偏远地区环境中i-PFASs 的重要来源. 在含氟产品生产、使用和处置过程中n-PFASs 可挥发进入大气，进而长距离传输至偏远地区，在传输过程中n-PFASs 经生物或非生物降解转化为持久存在的i-PFASs. 例如：挥发进入大气的FTOHs 在太阳光的照射下与OH 自由基发生光化学氧化反应生成包括PFOA 在内的PFCAs 终端产物；也可与Cl 原子引发的自由基反应生成PFCAs；模拟试验研究显示，气相中OH 自由基与FTOHs 的反应会影响其停留时间，即使吸附在颗粒物中的前体物(如6∶2 diPAP)也可发生非均相光氧化反应生成PFCAs.

1.3 海洋气溶胶带来的气-水交换

海洋波浪和飞沫会形成微小气泡，气泡破碎向空气释放出粒径为微米级的海洋气溶胶(sea spray aerosol, SSA)，附着在海洋气溶胶上的PFASs 也因此进入大气进行传输. 模拟试验估算得出，PFOA 和PFOS 通 过SSA 向 大 气 排 放 的 量 分 别 为23～506 和42～810 t/a，与大气中PFASs 的其他两个来源(直接排放和前体物降解)的贡献相当. PFASs 浓度与SSA指示物Na浓度呈显著相关(＜0.05)，说明SSA 是沿海地区大气中PFASs 的重要来源.

2 大气环境中PFASs 的污染现状和分布

2.1 室外大气中PFASs 的存在和分布

PFASs 主要产生于人类活动频繁的陆地区域，并且许多PFASs 有一定的水溶性，因此PFASs 具有从内陆向海洋迁移扩散的趋势，目前室外大气环境中PFASs 研究多集中在沿海地区，PFOA 通常是检出的主要i-PFAS，主要检出的n-PFASs 为FTOHs，气团后轨迹分析表明，德国海滨地区某村庄大气中PFASs 源于大气长距离传输. 我国渤海和黄海附近大气中C4 i-PFASs 和C6 i-PFASs 对总浓度的贡献率高于C8 i-PFASs，一方面短链PFASs 蒸气压更高，更容易挥发进入大气，具有更强的传输潜力；另一方面该结果也体现了短链PFASs 替代长链PFASs 的趋势. 6∶2 FTOH 具有较短的半衰期，在大气长距离传输过程中更易降解，因此8∶2 FTOH、10∶2 FTOH 与6∶2 FTOH 的浓度比值可用于PFASs 来源解析，利用该比值可判断大气长距离传输对FTOH 的相对贡献.例如，尽管台湾西海峡大气中6∶2 FTOH 的浓度比渤海和黄海上空高约30 倍，但8∶2 FTOH、10∶2 FTOH与6∶2 FTOH 的比值(1.0∶0.1∶0.7)较高，说明台湾西海峡大气FTOHs 可能受长距离传输影响较大. 此外城市人类活动频繁，更容易受直接排放源影响，空气中PFASs 的浓度往往高于农村.

多项研究显示，尽管偏远地区PFASs 排放源较少，但仍可检出PFASs 的普遍存在，其可能源于PFASs 长距离传输. 目前认为PFASs 长距离传输途径主要有两种：洋流循环和大气环流. i-PFASs 通常有较强水溶性，可随地表径流汇入海洋，通过洋流运动进行长距离传输，同时在大气循环迁移过程中PFASs 也可通过干湿沉降进入地表水. 此外，大气输入是PFASs 进入偏远地区的重要途径，一方面PFOS 和PFOA 等i-PFASs 可吸附在颗粒物表面随大气迁移；另一方面挥发性的n-PFASs 随大气环流传输，降解为环境持久性的i-PFASs 沉积到偏远地区.通过Globo-POP 模型模拟结果与FTOHs 和PFOA 历史排放的对比，发现两极地区以洋流循环传输为主，其输送效率比大气传输高10 倍以上. 2006-2014年北极3 个监测点长期的监测结果显示，PFOA、PFOS、PFBA、FTOH 是最常检出物质. 南极半岛西部 附 近 空 气 中 检 出的n-PFASs 以8∶2 FTOH 和10∶2 FTOH 为主，平均浓度分别为9.9 和7.4 pg/m，同时也检出较短碳链(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). 青藏高原等内陆偏远地区的工业化程度较低，直接污水及大气排放源较少，大气传输显得格外重要，该地区主要检出物质是在大气中停留时间较长和挥发性强的8∶2 FTOH，主要来自印度季风和西风的输送.

综上，PFASs 在全球大气中广泛存在，甚至偏远的两极地区也有检出，人口密集和工业发达的城市区域PFASs 浓度显著高于农村，由于i-PFASs 的挥发性小，室外大气相关研究多以n-PFASs 为目标物，其中FTOHs，尤其是8∶2 FTOH 是全球大气环境中检出的主要n-PFASs，总体上FTOHs 污染水平表现出亚洲国家略高于欧美国家的现象，例如，中国和印度大气中FTOHs 浓度分别为25.2～246 和54～311 pg/m，德国和加拿大浓度相对较低，分别为7.3～146 和39～153 pg/m. 全球大气被动采样网络2009-2015年连续监测结果显示，巴黎、悉尼和多伦多等城市大气中n-PFASs 浓度呈现缓慢上升的趋势.

2.2 室内大气环境中PFASs 的存在和分布

PFASs 广泛应用于地毯、家具和户外服装等各类消费品中，这些消费品在使用过程中n-PFASs 可能会挥发进入室内空气，i-PFASs 也会由于消费品的磨损脱落吸附在灰尘中，随灰尘悬浮在室内空气中.有研究发现，德国住宅和学校室内空气中FTOHs、氟 调 聚 物 丙 烯 酸酯(fluorotelomer acrylate, FTAC)、FOSE 等n-PFASs 均有检出，且住宅中的浓度高于学校的浓度，总体以8∶2 FTOH 为主，而8∶2 FTAC 是浓度最高的FTAC 类物质. 室内灰尘由于含水量低且不易被阳光直射，因此其捕获的污染物很难发生降解，常被喻为“室内污染档案”. 中欧和北美家庭住宅灰尘中PFHxA 和PFOS 检出率最高，以PFOS 浓度最高，中位值在9.1～14.1 ng/g 之间，总体上北美室内灰尘中PFASs 浓度高于欧洲，这与PFASs 在不同研究区域的应用市场、进口量和用途等的差异有一定关系. 研究发现地毯和灰尘中PFASs 的浓度具有很强的相关性，说明地毯既可能是PFASs 源，也可能是其汇. 加拿大住所采集的灰尘和地毯中PFASs 具有相似的组成，均表现为PFHxS 高于PFOS 的特点，异构体分布也基本相同，且与地毯所用防油防水剂中的组成相似，说明地毯是灰尘中PFASs 的主要污染源. 儿童卧室空气中PFASs 含量与地板类型有明显相关性，使用塑胶地板的卧室中PFASs 浓度显著高于使用木地板的卧室.

一般区域室内空气和粉尘中PFASs 浓度普遍高于室外，说明室内PFASs 可能对室外大气中PFASs有一定贡献. 但韩国两个工业化城市室内外空气中PFASs 污染水平却呈现出不同的结果，即室内FTOHs 浓度(7 499 pg/m)低于室外浓度(19 471 pg/m)，这可能与其工业排放有一定关系. 不同国家室内外空气中PFASs 组成存在差异，英国室内外空气中PFASs 以挥发性强的FOSE 为主，PFHxS浓度约为PFOS 的2 倍，这与PFOS 受管控后被短链PFASs 替代的情况一致.

3 大气中PFASs 的环境行为

3.1 干湿沉降对PFASs 大气环境行为的影响

在氟化工品生产和使用过程中均可释放PFASs进入环境，然后在水体、大气、沉积物和生物体各介质间进行迁移转化或累积. 干湿沉降是大气中包括PFASs 在内的污染物清除的重要途径，对污染物的大气环境过程有重要影响，也是地表环境中污染物的重要来源.

大气中PFASs 干沉降主要包括：①吸附在大气颗粒相中的i-PFASs 随颗粒物沉降到地表；②存在于气相中的PFASs 直接被植被、土壤和地表水等吸收. 目前干沉降对PFASs 大气环境行为影响的研究相对较少，而且结论也不尽相同. 颗粒物是大气环境中PFASs 沉降到地表的重要载体，渤海和黄海海域上空大气环境中PFASs 研究显示颗粒相中可检出14 种i-PFASs，以TFA〔中位值为(120±80) pg/m〕为主，计算干沉降通量发现，除TFA 外，i-PFASs 通过颗粒相沉降的比例(81%±32%)高于气相沉降的比例，说明干沉降是大气中PFASs 迁移到地表的重要途径.而美国北卡罗来纳地区的研究发现，6 种PFASs 干沉降通量仅占总沉降通量的2.8%，说明除干沉降外PFASs 仍有其他更重要的沉降途径.

湿沉降是污染物生物地球化学循环的重要过程，是连接大气与水环境的桥梁. 降雨是湿沉降的主要方式，可以反映降雨时大气PFASs 的分布及污染排放特征. 雨水可有效冲刷大气中的PFASs，尤其是吸附在颗粒相中的PFASs，空气湿度较高时气相中PFASs可以形成气溶胶更有利于清除. Müller 等发现，降雨使河水中PFASs 浓度明显增加，对河水中PFASs 总浓度的贡献率为10%～50%. 德国北部雨水检出17 种PFASs，以PFOA 和PFBA 为主，总PFASs的沉降速率为2～91 ng/(m·d). 降雨初期对大气中PFASs 的清除效率最高，最初1 mm 降雨中PFASs 浓度较高，随着降雨的持续PFASs 浓度逐渐降低，前3 mm 的降雨可清除约75%的PFASs.

大气中PFASs 也可通过降雪方式清除，降雪中PFASs 的组成也可反映当地大气中PFASs 污染特征.新疆天池西部表层水中较高浓度的PFASs (中位值为15.41 ng/L)可能来源于降雪中的PFASs. 南极大气和降雪中PFASs 均以FTOHs 为主，降雪中∑FTOHs浓度为140 pg/L，占总PFASs 浓度的67%. 我国北方雪样中溶解相和颗粒相中PFASs 浓度分别为18.7～188 和7.06～44.1 ng/L，以PFOS 和PFOA 为主，异构体组成特征说明其主要源于直接排放. 与降雨不同，降雪中PFASs 的种类和浓度会在其到达地面后受温度光照等的影响发生改变. 有研究认为，新雪可更有效地反映降雪当时大气中PFASs 的分布情况，而积雪则体现了大气中PFASs 的持久性和冰面化学反应，停留4～7 d 的积雪中PFOA 和PFNA 含量明显增加，说明雪/冰表面n-PFASs 经化学反应转化生成i-PFASs.

3.2 PFASs 的气相/颗粒相分配

污染物的气/粒分配系数()是衡量其大气分配行为的重要参数，可通过污染物在大气气相和颗粒相中浓度的比值计算获得，同时，半挥发性污染物的气粒分配受其理化性质、浓度、种类以及气象条件等多种因素的影响，因此发展了两相分配模型用于其大气分配行为的评估. 与传统的半挥发性有机污染物相似，PFASs 不仅存在于大气气相中，也会吸附在颗粒相.PFASs 的气/粒分配过程对其全球大气分布和长距离传输潜力有重要影响. 但不同的是PFASs 具有亲水亲油特性，因此传统的两相分配模型并不完全适用于PFASs 气粒分配的模拟，这在一定程度上增加了相关研究的难度. 另外，对于i-PFASs，一方面由于采样方法的局限，在采样过程中气相中的i-PFASs 会被滤膜截留导致颗粒相中i-PFASs 浓度被高估，进而影响值的准确性；另一方面当颗粒相含水率较高时，亲水性强的i-PFASs 也更倾向进入颗粒相，导致无法准确评估其实际分配行为. 相比之下，挥发性强的n-PFASs 可通过野外研究或理论模型评估获得值，例如：Wang 等利用多参数线性自由能关系模型(pp-LFER)代替传统的单参数两相分配模型成功预测了德国北部海岸空气中n-PFASs 的气/粒分配系数，预测与实测结果较为一致；Ahrens 等开发了新型采样器以研究PFASs 的气/粒分配行为，结果发现颗粒相中PFASs 的占比随碳链长度增加而增加，大气pH 和化合物的p值对PFASs 的气粒分配有一定影响；Paragot 等也得出相似的结论，气相中FOSAs等n-PFASs 占比更高，PFOS 则主要存在于颗粒相.

3.3 模型模拟大气中PFASs 的环境行为

模型模拟是环境科学研究的重要工具，相比于土壤和水体环境，大气环境具有更高的易变性和流动性，这种情形在大尺度研究中更加突出，此时采用合适的模型模拟方法可以与真实外场试验观测形成对比，使研究结论的可靠性、适应性大大增强. 空气质量模型在预测干湿沉降对PFASs 区域污染影响方面具有重要作用. 目前关于PFASs 的模拟研究主要目标物是PFOA 及其前体物. Chen 等利用潜在源贡献函数分析(potential source contribution function, PSCF)模型，研究青藏高原降水中PFASs 的潜在来源，发现当地降水中不同链长PFASs 的来源存在一定的地区差异，其中C4～C7 的PFCAs 主要来源于印度东北部、孟加拉国和尼泊尔南部，而C8～C10 的PFCAs 则主要受尼泊尔南部和不丹排放的影响，C11～C12 的PFCAs 可能与印度北部和巴基斯坦的排放有关.D'ambro 等应用多尺度空气质量模型(community multiscale air quality modeling system, CMAQ)研究了氟化工厂周边26 种PFASs 的迁移和归趋，发现PFASs 具有明显的长距离迁移特征，仅5%的总PFASs 沉积在工厂150 km 内，其余可被输送到更远的 区 域. 通 过AERMOD (american meteorological society/environmental protection agency regulatory model)模型模拟，Barton 等定位了研究区域内PFOA 最大浓度出现的位置，预测与实际测得的数据相吻合，说明AERMOD 模型预测区域环境空气中PFOA 污染水平具有一定可靠性.

4 PFASs 人体暴露

人体暴露是将环境污染和健康效应紧密联系的桥梁，目前污染物的人体暴露评估方法主要有暴露因子法和流行病学法，暴露因子法是指通过获得的外暴露介质(食物、水、空气和灰尘等)中污染物浓度，结合暴露频率和时间估算外暴露剂量的方法；流行病学法则是将血清/血液和不同外暴露介质(如空气、灰尘、水和食物)中污染物浓度进行关联，评估一个或多个暴露途径对污染物内暴露水平的贡献. 针对PFASs 尤其是i-PFASs 的人体暴露研究目前已取得重要进展，并且多数研究表明普通人群暴露PFASs的主要途径为饮食和饮用水，但室内外空气和灰尘也是人类接触PFASs 的主要媒介，人们可通过呼吸和灰尘摄入及皮肤接触等方式摄入PFASs. 研究显示PFASs 人体血清浓度与室内空气中PFASs 前体物浓度呈正相关关系，说明室内空气中挥发性前体物对人体PFASs 暴露水平有一定贡献. 通过呼吸、灰尘和皮肤接触等方式摄入PFASs 对不同年龄段人群暴露的贡献研究发现儿童由于在地毯上爬行或玩耍时摄入较多灰尘，通过灰尘摄入PFASs 的贡献较高，而成年人则是呼吸摄入大于粉尘吸入的贡献. 例如：Shoeib 等发现，成年人接触PFASs 的主要途径是呼吸摄入(50.7 ng/d)，而儿童主要通过灰尘摄入(24.6 ng/d)；Egeghy 等对芬兰儿童卧室的调查发现，儿童通过粉尘摄入PFASs 的量〔0.027 ng/(kg·d)(以体质量计)〕高于呼吸摄入量〔0.019 ng/(kg·d)(以体质量计)〕，并且通过粉尘摄入PFASs 的量是成人的5 倍. 但对于非职业人群而言，通过灰尘和室内空气摄入PFASs的量仅分别占总摄入量的3%和2%，说明与食物和饮用水相比，灰尘摄入和呼吸对人体暴露的贡献相对较低.

值得注意的是，与普通人群相比，某些职业人群(如氟化工厂员工和消防员等)通过呼吸和皮肤接触暴露PFASs 的风险较高，可能是其摄入PFASs 的主要途径. 例如：电镀工人血清中镉雾抑制剂的主要成分C8 与C10 的Cl-PFESAs 浓度比值明显不同于高食鱼人群，这一结果可归结为它们更加显著的空气、灰尘或皮肤接触暴露途径；在消防演练或灭火时，消防员会通过吸入灰尘和烟雾的方式暴露于较高浓度的PFASs，研究发现，工作多年的消防员血清中PFASs 的含量比普通人群高6～10 倍，PFHxS 和PFOA的血清浓度与消防员工作年限有关，工作超过20 年的消防员血清中PFOS 中位浓度超过80 ng/mL，显著高于低工龄人员. 另外，污染物在空气中的传播速度远大于水体和土壤，因此人群对PFASs 大气污染及水体和土壤污染的反应时间有一定差异，污染早期人们通过大气摄入PFASs 的量可能会超过饮水摄入的量，但后期则相反. 1974-1990 年，杜邦公司所属氟化工企业附近居民通过呼吸摄入PFASs 的贡献最高，但后期以受污染的地下水为水源的饮用水逐渐成为人群摄入PFASs 的主要途径，因此污染严重或污染排放初期区域环境人群通过大气环境摄入PFASs的风险相对较高.

5 结论与展望

a) 大气气相和颗粒相中PFASs 分别以n-PFASs和i-PFASs 为主，n-PFASs 一般又以FTOHs 为主，而i-PFASs 的污染特征则因场所、地区等的差异而有所不同，大气中PFHxA 等短链PFASs 含量逐渐上升的趋势一定程度上体现了长链PFASs 管控法规实施的效果.

b) 全球范围内，室内空气中PFASs 浓度一般高于室外大气环境，因此室内环境可能是室外大气中PFASs 的重要来源之一，户外服装、地毯等纺织品则可能是室内空气中PFASs 的主要来源.

c) 饮食是人群摄入PFASs 的主要途径，但通过灰尘、空气等途径的摄入不容忽视，尤其是对长期在PFASs 高污染环境中的职业人群暴露PFASs 的贡献尤为明显.

d) 鉴于大气环境随气象等外在条件的易变性，未来研究应更多关注可反映长期平均污染水平的被动采样技术的采用，并重视大气环境在PFASs 长距离传输中的贡献.

e) 考虑到大气环境中PFASs 污染的广泛性，将其纳入大气长期监测对象对环境管理和人群健康风险研究具有重要意义.