張恣意，龔 艷，曹文成，胡定金,*

（1.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)食品科學(xué)技術(shù)學(xué)院，湖北武漢 430070；2.湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院，湖北武漢 430064；3.湖北省疾病預(yù)防控制中心，湖北武漢 430079）

全氟烷基化合物是一類直鏈或支鏈中全部或個別氫原子被氟原子替代的新型持久性有機(jī)污染物（persistent organic pollutants,POPs)[1]。根據(jù)化合物的碳原子數(shù)量的不同，可以分為短鏈的全氟烷基化合物（碳原子數(shù)量小于7）、中鏈的全氟烷基化合物（碳原子數(shù)量介于7 和11 之間）、長鏈的全氟烷基化合物（碳原子的數(shù)量大于11）[2-3]。由于結(jié)構(gòu)中含有強(qiáng)穩(wěn)定性的碳氟鍵而具有疏水疏油的性質(zhì)，被廣泛應(yīng)用于生產(chǎn)和生活的各個領(lǐng)域，包括食品包裝、食品容器、炊具中的防油涂層、造紙、輕工紡織、滅火劑等[4-8]。

近年來，在全球范圍的多種環(huán)境介質(zhì)，包括水、大氣和土壤中，都已檢測到這類物質(zhì)的存在[9-12]；甚至在多種食品，包括動物源食品[13]（水產(chǎn)、肉、蛋、奶等四類）和植物源食品[14-16]以及人體生物樣本[17-18]中，也已經(jīng)檢測到這類物質(zhì)的存在。并且相關(guān)的動物學(xué)實驗和流行病學(xué)研究表明，PFASs 的暴露會對生物體產(chǎn)生多種毒性效應(yīng)，例如肝臟毒性[19]、腎毒性[20]、免疫毒性[21]、神經(jīng)毒性[22]、發(fā)育毒性[22]、生殖毒性[23]等。因此，在全世界范圍內(nèi)減少此類物質(zhì)的生產(chǎn)和應(yīng)用顯得尤為重要，許多國家已經(jīng)采取措施對PFASs 的相關(guān)應(yīng)用提出限制。2000 年，美國3M 公司作為世界上最大的有機(jī)氟化物生產(chǎn)廠家，宣布停止生產(chǎn)全氟辛烷磺酸（Perfluorooctane sulfonates，PFOS）有關(guān)的產(chǎn)品[24]；在2014 年，我國也明確對PFOS 和全氟辛酸（Perfluorooctanoic Acid，F(xiàn)FOA）提出限制[25]，2017 年，歐盟在其官方公報上發(fā)布（EU）2017/1000 新增REACH 法規(guī)附件XVII 第68 項關(guān)于PFOA 的限制條款，正式將PFOA 及其鹽類和相關(guān)物質(zhì)納入REACH 法規(guī)限制清單[26]。這一系列政策，足以表明PFASs 已經(jīng)引起廣泛關(guān)注。

膳食攝入作為人體PFASs 暴露的主要途徑，食品中PFASs 的殘留水平，已經(jīng)成為學(xué)術(shù)界關(guān)注的熱點。許多學(xué)者已經(jīng)使用各種方法檢測不同食品基質(zhì)中的PFASs 濃度，并且發(fā)現(xiàn)食品中普遍存在PFASs。本文通過對國內(nèi)主要動物源食品（蛋、水產(chǎn)、肉、乳制品這四類）和飲用水中的PFASs 污染特征以及主要動物源食品可能帶來的危害指數(shù)進(jìn)行了綜述。以期為未來PFASs 的研究提供參考。

1 全氟化合物在食品中的污染現(xiàn)狀

1.1 全氟化合物在蛋類中的污染現(xiàn)狀

關(guān)于蛋類食品中PFASs 的濃度水平，研究最多的是雞蛋和鴨蛋。劉曉灣等[27]采用分散固相萃取結(jié)合高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜的方法分析了國沿海地區(qū)包括遼寧、河北、天津、山東、江蘇、上海、浙江、福建、廣東、廣西、海南11 個省、直轄市，1800 份雞蛋中PFASs 的污染水平。結(jié)果表明，檢出率超過10%的PFASs 有10 種，其中全氟戊酸（perfluoropentanoic acid,PFPeA）（47%）＞PFOA（36%）＞全氟壬酸（perfluorononanoic acid，PFNA）（30%）＞PFOS（29%）＞全氟十一酸（perfluoroundecanoic acid，PFUnDA）（19%）＞ 全氟癸酸（perfluorodecanoic acid，PFDA）（16%）＞ 全氟十二酸（perfluorododecanoic acid，PFDoA）（15%）＞全氟十三酸（Perfluorotridecanoic acid，PFTrDA）（11%）。其中濃度較高的污染物質(zhì)為PFPeA（0.150 ng/g）＞PFOS（0.0777 ng/g）＞PFOA（0.0697 ng/g）＞ PFDA（0.0273 ng/g）＞ PFUnDA（0.0247 ng/g）＞PFNA（0.0239 ng/g）＞PFTrDA（0.0155 ng/g）＞PFDoA（0.0110 ng/g）。我國沿海地區(qū)雞蛋中的PFASs 以中短鏈為主，占PFASs 的80%，呈現(xiàn)中短鏈的PFASs濃度水平遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于長鏈的PFASs 的污染水平。劉曉灣等[27]認(rèn)為，這可能是由于在動物體內(nèi)，當(dāng)PFASs的碳原子數(shù)量在7～11 時，富集效應(yīng)隨著碳鏈的增長而增強(qiáng)，當(dāng)PFASs 的碳原子數(shù)量大于11 之后，富集效應(yīng)隨著碳鏈的增長而減弱，這就導(dǎo)致只有少量長鏈PFASs 在雞體內(nèi)蓄積。但是這些長鏈物質(zhì)并未伴隨著代謝產(chǎn)生的營養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)入雞蛋中。此外形成雞蛋的過程，需要大量的水分滲入殼膜，因為殼膜是選擇透過性膜，不允許大分子通過，所以短鏈的PFAAs更易進(jìn)入雞蛋內(nèi)部，而長鏈的PFASs 即使在水中存在，也很難進(jìn)入雞蛋內(nèi)。其次，劉曉灣[27]的調(diào)查結(jié)果還顯示，中國內(nèi)陸地區(qū)包括新疆、甘肅、寧夏、內(nèi)蒙古、吉林、黑龍江、陜西、山西、北京、河南、安徽、江西、湖南、湖北、四川、重慶、貴州、云南18 個省市的雞蛋中PFASs 的檢出率比沿海地區(qū)高，檢出率較高的幾種物質(zhì)為PFPeA（54%）＞PFOA（53%）＞PFOS（34%）＞PFNA（33%）＞PFDA（32%）＞PFUnDA（20%）＞PFDoA（19%）＞ PFTrDA（17%）。同時，內(nèi)陸地區(qū)的雞蛋中PFASs 的平均濃度呈現(xiàn)PFPeA（0.214 ng/g）＞PFOA（0.147 ng/g）＞PFOS（0.288 ng/g）＞ PFNA（0.0392 ng/g）＞PFDA（0.0521 ng/g）＞PFUnDA（0.0540 ng/g）＞ PFDoA（0.0326 ng/g）＞PFTrDA（0.0477 ng/g）＞全氟十四酸（Perfluorotetradecanoic acid，PFTeDA）（0.0114 ng/g）。以上結(jié)果表明我國雞蛋中PFASs 殘留水平呈內(nèi)陸大于沿海的趨勢。

相對于非污染地區(qū)，我國工業(yè)污染區(qū)雞蛋中的PFASs 污染水平是普通地區(qū)雞蛋中PFASs 污染水平的十到百倍。Bao 等[28]通過高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法分析了我國某氟化工園區(qū)周邊家產(chǎn)雞蛋中PFASs 的污染水平，其中全蛋中的PFASs 分布為全氟丁酸（Perfluorinated butyric acid，PFBA）（36 ng/g）＞全氟丁基磺酸 perfluorobutane sulfonate，PFBS（32 ng/g）=PFOA（32 ng/g）＞PFDA（4.3 ng/g）＞PFNA（1.4 ng/g）＞PFOS（1.6 ng/g）＞ 全氟己烷磺酸（Perfluorohexane sulfonic acid,PFHxS）（0.56 ng/g）。蛋黃中PFASs 的污染水平為 PFBA（50 ng/g）＞PFOA（43 ng/g）＞PFBS（43 ng/g）＞PFDA（5.2 ng/g）＞ PFNA（1.6 ng/g）＞ PFHxS（0.49 ng/g）＞ PFOS（0.46 ng/g）＞全氟庚酸（perfluoroheptanoic acid，PFHpA）（0.10 ng/g）。蛋清中PFASs 污染水平為PFBA（32 ng/g）＞PFBS（22 ng/g）＞PFOA（1.2 ng/g）。相比于蛋清，蛋黃中的PFBA 和PFOA 的平均水平分別是蛋清中同類物質(zhì)的1.6 和105 倍，而蛋黃中PFBS 和PFOS 的濃度水平是蛋清中同類物質(zhì)濃度水平的1.9 倍和25 倍。因此，短鏈的PFASs 比長鏈PFASs 更有可能在蛋黃中積累。

齊彥杰等[29]對北京市在售的雞蛋和鴨蛋進(jìn)行了樣品采集，并且采用高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法對樣品進(jìn)行分析調(diào)查。調(diào)查結(jié)果顯示，雞蛋中共檢出9 種PFASs，且以PFNA、PFHpA 和PFOA 為主,平均含量分別為0.105、0.073 和0.069 ng/g；鴨蛋中共檢出10 種全氟化合物，以PFOS 和PFOA 為主，平均含量分別為0.378 和0.296 ng/g。另外，鴨蛋中總的PFASs 含量約是雞蛋的3.4 倍，且以PFOS 和PFOA 為主。而目前在水環(huán)境中檢測到的PFASs 多以全氟羧酸類和磺酸類為主，且以PFOS 和PFOA 為代表；與雞相比，鴨在生活習(xí)性上與所在地的水環(huán)境有更多地接觸，因此鴨蛋中PFASs 水平可能更多受到水環(huán)境的影響。同上述結(jié)果相似，我國長三角和珠三角地區(qū)鴨蛋中PFASs 的殘留水平大于雞蛋中PFASs 的殘留水平[30]。

綜上發(fā)現(xiàn)，我國蛋類中普遍存在PFASs 的污染，雖然蛋類不是人類膳食結(jié)構(gòu)的主要構(gòu)成，但是其它大量食品中都包含了蛋類原輔料，這也就可能對人類產(chǎn)生危害。蛋類，尤其是鴨蛋中PFASs 的殘留水平將成為PFASs 研究需要關(guān)注的重點之一。

1.2 全氟化合物在肉類中的污染現(xiàn)狀

關(guān)于肉類食品中PFASs 污染水平的研究主要集中在羊肉、雞肉、鴨肉和牛肉。白潤葉[31]采用溶劑萃取固相填料凈化結(jié)合高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜的方法對全國部分主產(chǎn)區(qū)1445 份雞肉樣品中PFASs 的檢測結(jié)果顯示，檢出率較高的PFASs 有8 種，并且呈現(xiàn)PFPeA（57.4%）＞PFOA（36.6%）＞PFDA（29.9%）＞全氟己酸（perfluorohexanoic acid，PFHxA）（28.5%）＞PFNA（25.1%）＞PFBS（14.2%）＞PFOS（12.9%）＞PFTeDA（11.2%）。主要PFASs 的污染水平呈現(xiàn)PFBS（0.0896 ng/g）＞ PFPeA（0.0864 ng/g）＞PFOA（0.0557 ng/g）＞PFHxA（0.0319 ng/g）＞PFDA（0.0182 ng/g）＞PFNA（0.0147 ng/g）＞PFTeDA（0.0137 ng/g）＞PFOS（0.00826 ng/g）＞PFHpA（0.00706 ng/g）＞PFHxDA（0.00581 ng/g）＞PFTrDA（0.00545 ng/g）＞PFUnDA（0.00490 ng/g）的規(guī)律。

除此之外，白潤葉[31]還針對我國山東、內(nèi)蒙古、新疆、四川和寧夏這五個羊肉主產(chǎn)區(qū)的250 份羊肉樣品中PFASs 的殘留水平，采用溶劑萃取固相填料凈化結(jié)合高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜的方法進(jìn)行了檢測。研究結(jié)果表明，檢出率PFPeA（59.2%）＞PFHxA（57.2%）＞全氟戊烷磺酸（Perfluoropentanesulfonic acid，PFPeS）（40.8%）＞PFHpA（35.2%）＞PFNA（32.4%）＞PFDA（31.6%）＞PFUnDA（28.8%）＞PFOA（28.4%）＞PFOS（20.0%）＞PFDoA（16.8%）＞PFBS（13.0%）。另外五個產(chǎn)區(qū)羊肉中PFASs 的平均濃度呈PFOS（0.207 ng/g）＞PFHxA（0.206 ng/g）＞PFPeA（0.112 ng/g）＞PFPeS（0.0480 ng/g）＞PFOA（0.0267 ng/g）＞PFNA（0.0203 ng/g）＞全氟壬烷磺酸（Perfluorononane sulfonate，PFNS（0.0196 ng/g）＞PFHpA（0.0181 ng/g）＞全氟十六烷酸（Perfluorohexadecanoic acid,PFHxDA）（0.0177 ng/g）＞PFDoA（0.0176 ng/g）=PFBS（0.0176 ng/g）＞PFUnDA（0.0148 ng/g）的順序。由此可見，羊肉中的PFASs以中短鏈為主。另外羊肉中PFASs 的濃度約為雞肉中PFASs 濃度水平的兩倍，可能與雞和羊的生活習(xí)性、飲食結(jié)構(gòu)以及區(qū)域差異有關(guān)。

Wang 等[32]對我國新疆22 個城市的牛肉肌肉中PFASs 含量進(jìn)行了調(diào)查，結(jié)果僅檢出4 種PFASs，檢出率為PFOS（30%）＞PFOA（24%）＞ PFHpA（17%）＞PFUnDA（8%）。另外牛肉肌肉中不同種類的PFASs 平均濃度呈現(xiàn)PFOA（0.011 ng/g）＞PFOS（0.008 ng/g）＞PFHpA（0.004 ng/g）＞PFUdA（0.003 ng/g）。上述結(jié)果中PFASs 檢出率和污染水平與王戈慧等[33]在2015～2017 年的研究結(jié)果相近。然而，白潤葉[31]對新疆地區(qū)的雞肉中PFASs含量的檢測結(jié)果顯示，所有種類的PFASs 均低于檢出限，表明同地區(qū)牛肉中PFASs 的污染水平顯著高于雞肉中PFASs 的污染水平。一方面，這是由于牛類攝食量通常大于雞類，就導(dǎo)致環(huán)境中的PFASs 會通過食物鏈蓄積在牛類中的量大于雞類中的量。另一方面，牛類的生長年齡通常大于雞類，增加了牛類暴露PFASs 的年限。因此，同地區(qū)牛的肌肉中PFASs 暴露量的大于雞肉中PFASs 的暴露量。

綜上，肉類食品中普遍存在PFASs 的污染，且以中短鏈為主。另外由于不同動物的生活習(xí)性，生長年齡和生長時間不同，不同種類動物肉類的PFASs 的污染水平不同，現(xiàn)有的調(diào)查結(jié)果表明，新疆地區(qū)牛羊肉中PFASs 的污染水平通常大于雞肉中PFASs 的殘留水平。

1.3 全氟化合物在水產(chǎn)類中的污染現(xiàn)狀

研究表明，我國海洋水產(chǎn)和淡水水產(chǎn)普遍存在PFASs 污染。Han 等[34]通過高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜的方法測定了膠州灣典型野生海產(chǎn)品中的PFASs。一共檢測到8 種PFASs。其中PFOS 的檢出率最高（100%），其次是PFOA（95.7%）、PFUnDA（93.6%）、PFDA（80.9%）、PFDoDA（57.4%）和PFNA（31.9%）。所有的海產(chǎn)品中PFOS、PFOA 和PFUnDA 是含量最高的三種化合物，濃度分別為4.77、0.85、0.68 ng/g。并且發(fā)現(xiàn)，除了以浮游植物為食的兩種貝類樣品中的PFOA 含量高于PFOS 外，其它的海產(chǎn)品中 PFOS 都是主要的 PFASs。這可能是由于貝類和其它海產(chǎn)品的攝食習(xí)慣和身體成分的不同。貝類主要以浮游植物為食，而PFOA 是浮游植物中主要的PFASs。此外，貝類的含水量也高于其它海產(chǎn)品。因此，親水性的PFOA相比其它長鏈同系物更容易在貝類中積累。這一研究與Guo 等[35]的檢測結(jié)果一致，在所有的PFASs中，PFOA 是貝類產(chǎn)品中的主要貢獻(xiàn)者。

同海產(chǎn)品（魚類、軟體動物類、蝦、貝類）中PFASs 濃度分布規(guī)律類似，北京淡水水源地官廳水庫的水產(chǎn)品（魚類）中，檢測出的主要的PFASs 的濃度分布規(guī)律為：PFOS（2.35 ng/g）＞PFDA（1.17 ng/g）＞PFUnDA（0.73 ng/g）＞ PFOA（0.62 ng/g）＞ PFNA（0.54 ng/g）＞PFPeA（0.25 ng/g）＞PFDoA（0.16 ng/g）[36]。

綜上所述，長鏈的PFASs 是水產(chǎn)品中主要的污染物。但是污染組分在不同水產(chǎn)品中檢出率和殘留水平具有品種差異性,其中PFOA 在貝類產(chǎn)品中殘留水平均相對較高，PFOS 在其它類的水產(chǎn)樣品中平均相對較高。且從生存環(huán)境來看，海產(chǎn)品的PFASs 殘留濃度略高于淡水產(chǎn)中PFASs 的殘留濃度。

1.4 全氟化合物在乳制品中的污染現(xiàn)狀

液體奶和奶粉是我國市面上最常見的兩大類乳制品。余宇成[37]測定了我國31 個省及直轄市當(dāng)?shù)厮a(chǎn)牛奶樣品中PFASs 的污染水平，檢出率為PFOA（70.91%）＞PFOS（63.79%）＞PFHxA（47.58%）＞PFHxDA（45.15%）＞PFTrDA（36.21%）＞PFHxS（30.15%）＞PFNA（24.7%）＞PFBA（23.03%）＞PFPeS（20.76%）＞PFTeDA（16.52%）＞PFPeA（15%）＞PFHpA（13.94%）。并且牛奶中重要的PFASs 的污染水平呈現(xiàn)：PFOS（0.126 μg/L）＞PFOA（0.093 μg/L）＞PFBA（0.072 μg/L）＞PFHxDA（0.052 μg/L）＞PFHxS（0.047 μg/L）＞PFHxA（0.043 μg/L）＞PFTrDA（0.041 μg/L）＞PFPS（0.040 μg/L）＞PFTeDA（0.035 μg/L）＞PFNA（0.034 μg/L）＞PFDoA（0.024 μg/L）＞PFHpS（0.022 μg/L）＞PFPeA（0.021 μg/L）＞PFHpA（0.020 μg/L）＞PFDA（0.018 μg/L）。該項研究中，牛奶中PFOA 含量略低于Chen 等[38]2017 年檢測到的關(guān)于中國臺灣牛奶中PFOA 的含量。

除了對液體奶中PFASs 含量的研究外，近年來有研究者[39]對市面上流通的奶粉類乳制品也進(jìn)行了相關(guān)PFASs 的測定，結(jié)果顯示嬰幼兒乳制品檢出率排名前三的為PFOS、PFOA 和PFHxA，其檢出率分別為18.3%、16.7%和15%，平均濃度分別為0.0479、0.0498、0.0851 μg/kg。成人乳制品中PFASs 的檢出種類與嬰幼兒乳制品相同，檢出率最高的三種物質(zhì)分別 為 PFOS（23.3%）、PFOA（18.3%）和 PFHxA（21.7%），對應(yīng)的平均濃度分別為0.0457、0.0915、0.642 μg/kg。

綜上，我國乳制品（液體奶、奶粉）中均存在一定程度的PFASs 污染，且以PFOA 和PFOS 的污染為主。

1.5 全氟化合物在飲用水中的污染現(xiàn)狀

由于PFASs 具有疏水疏油的特性，導(dǎo)致其在水中的濃度相對較低，對人體進(jìn)行健康風(fēng)險評估時，飲用水通常不被考慮在內(nèi)。然而，飲用水作為人們每日必須攝入的物質(zhì)，對人體健康的影響不應(yīng)該被忽略。

Lu 等[40]檢測了我國中東部八個城市飲用水處理廠水中的PFASs 的含量。結(jié)果顯示，飲用水中的PFASs 以PFOA 和PFHxA 為主。其中PFOA 的濃度可高達(dá)51.0 ng/L。污染水平排名第二的PFHxA的濃度在0.11～9.30 ng/L 范圍內(nèi)。PFOS 的污染水平較低，檢測到的最大濃度為2.60 ng/L，其它大多數(shù)全氟烷基化合物的污染水平在2.0 ng L 濃度下。這與四川省自來水中PFASs 的分布規(guī)律一致，PFOA是四川地區(qū)自來水中主要的PFASs，其次為PFHxA、PFOS 和PFNA[41]。同樣表明自來水中的主要的PFASs 為中短碳鏈物質(zhì)。美國環(huán)保局建議飲用水的PFOA 和PFOS 暫定濃度限值為70 ng/L[42]，上述兩篇研究的濃度水平均低于此限值。由于水中短鏈PFASs 的濃度水平明顯高于中長鏈PFASs 的濃度水平，因此，應(yīng)該重視飲用水中的短鏈PFASs 對人體健康可能造成的危害。

2 PFASs 的膳食攝入風(fēng)險

2018 年，歐盟食品安全局EFSA 污染物小組通過動物實驗和人類觀察，確定了PFOS 和PFOA 的每周容許攝入量(AWI，Allowable weekly intake)分別為13 和6 ng/kg bw/week,基于此得到PFOS 和PFOA 的每日參考劑量值(RfD，the reference dose)分別為1.85714 和0.8571 ng/kg bw/day[43]。因此，人類通過膳食中攝入的PFASs 的健康風(fēng)險不能被忽視。

危害指數(shù)（hazard ratios，HR）通常用于評估人類因接觸PFASs 而面臨的健康風(fēng)險。計算公式如式（1）、式（2）所示：

式中：ADI 為PFASs 通過食用途徑進(jìn)入人體的日均攝入量，（ng/（kg·day））；CPFASs為樣品中PFASs 的含量，（ng/g）；DC 為食物的日均消費(fèi)量，（g/day），BW 代表人的體重，按照我國成年男子的平均體重63 kg，RfD 為PFOS 和PFOA 的每日參考劑量，（ng/（kg·day）），參照歐洲食品安全局的劑量值,PFOS 和 PFOA 的 RfD 值分別為1.8571 和0.8571 ng/kg bw/day；HR為危害指數(shù)，HR＞1 表示人體暴露污染物具有潛在健康風(fēng)險；HR＜1 表示人體暴露污染的潛在健康風(fēng)險較低。由于動物源食品（蛋類、肉類、水產(chǎn)類、乳制品類），是目前所報道的PFASs 污染水平較高的幾種食品；同時，動物源性食品在我國居民膳食結(jié)構(gòu)中占有較高的比例[44]。因此，表1 根據(jù)我國動物源食品基質(zhì)（蛋類、肉類、水產(chǎn)類、乳制品類）中的PFASs 的污染水平，對我國普通人群的通過膳食攝入PFASs 風(fēng)險進(jìn)行評估。

表1 我國居民攝食動物源食品產(chǎn)生的風(fēng)險指數(shù)評價Table 1 Evaluation of the risk index of food from animal source in China

以上結(jié)果顯示，我國居民通過攝食各類食品普遍會產(chǎn)生PFASs 的暴露風(fēng)險。對于蛋類來說，中國臺灣和遼寧?。ǖ湫臀廴镜貐^(qū)）的居民通過攝食蛋類中PFASs 產(chǎn)生的暴露風(fēng)險更多的來自于PFOA，并且PFOA 的危害指數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于PFOS。對于肉類來說，同地區(qū)居民通過攝食牛肉中的PFASs 帶來的健康風(fēng)險略高于攝食雞肉帶來的健康風(fēng)險。另外，中國臺灣（經(jīng)濟(jì)發(fā)展較為發(fā)達(dá)地區(qū)）的居民受到的危害指數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于新疆（經(jīng)濟(jì)較為落后地區(qū)）的危害指數(shù)。對于水產(chǎn)品來說，除了結(jié)果中關(guān)于攝食草魚產(chǎn)生的危害指數(shù)PFOA 高于PFOS 外，攝食其它水產(chǎn)品中的PFASs 產(chǎn)生的健康風(fēng)險更多的來自于PFOS 的威脅。從乳制品的角度來說，居民攝食乳制品中的PFASs 產(chǎn)生的健康風(fēng)險普遍略低于攝食其它動物源食品產(chǎn)生的健康風(fēng)險。

3 結(jié)論

PFASs 作為一種持久性有機(jī)污染物，已經(jīng)被證實會對人類產(chǎn)生多種危害。食品作為PFASs 進(jìn)入人體的主要的途徑，人類日常會攝入多個種類的食品，會給人體產(chǎn)生一定的健康風(fēng)險。目前，大多數(shù)研究主要集中在單一或者幾種主要的食品的污染水平的研究和風(fēng)險評估，涉及的種類較少。并且，除了目前研究較多的食品包括肉類、蛋類、乳類、水產(chǎn)類和飲用水類，對薯類、谷類、豆類、蔬菜類、水果類等食品的研究較少。然而，以上食品在人類的膳食結(jié)構(gòu)中也占有極大的比例。為了得到更為接近真實值的PFASs 的膳食攝入水平和危害指數(shù)，進(jìn)行全面的食品中PFASs 的殘留水平的檢測顯得尤為重要。

根據(jù)目前的研究，污染較高地區(qū)（遼寧、中國臺灣等）的人通過攝食食品中PFASs 而面臨的健康風(fēng)險較高，因此應(yīng)該增加對這類人群的關(guān)注。其次開發(fā)新的PFASs 的替代品，減少工業(yè)中PFASs 的使用量，這不僅是對從業(yè)人員的保護(hù)，也是對生態(tài)環(huán)境和其它物種的保護(hù)。最后，應(yīng)該積極開發(fā)能夠有效降解PFASs 的技術(shù)，降低PFASs 中環(huán)境中的濃度。