《生活饮用水卫生标准(GB5749-2022)》中全氟辛酸与全氟辛烷磺酸标准限值的制定研究

胡建英 1 张释义 1 杨敏 2 张海峰 2 康启越 1 安伟 2 韩嘉艺 3 1北京大学城市与环境学院,北京 100871 2中国科学院生态环境研究中心,北京 100085 3中国疾病预防控制中心环境与人群健康重点实验室 中国疾病预防控制中心环境与健康相关产品安全所,北京 100021
Hu Jianying 1 Zhang Shiyi 1 Yang Min 2 Zhang Haifeng 2 Kang Qiyue 1 An Wei 2 Han Jiayi 3 1College of Urban and Environment Science, Peking University, Beijing 100871, China 2State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China 3China CDC Key Laboratory of Environment and Population Health/National Institute of Environmental Health, Chinese Center for Disease Control and Prevention, Beijing 100021, China
胡建英,Email:hujy@urban.pku.edu.cn Hu Jianying, Email: hujy@urban.pku.edu.cn

全氟化合物种类高达3 000多种,由于具有高稳定性、防水和防油特性,自20世纪40年代以来被广泛应用于造纸、包装材料、个人消费品以及消防等行业,其中全氟辛酸(perfluorooctanoic acid,PFOA)和全氟辛烷磺酸(perfluorooctane sulphonate,PFOS)的应用最为广泛,且最受社会关注。全氟化合物具有极性基团,有很高的水溶性,由于碳氟键的键能极强,该类物质具有很强的环境持久性,如PFOS在水生环境自然条件下的半衰期超过41年,PFOA更是超过92年1, 2。PFOA和PFOS在人体内被消除的速度也非常缓慢,半衰期高达3~7年3,在人体内呈现极高的生物富集性,因此在人体血液中常被检出,其检出率和检出浓度也往往是全氟化合物同系物中最高的两个物质。既往许多证据表明PFOA和PFOS具有肝脏毒性、生殖发育毒性和免疫毒性等4, 5, 6,其健康风险受到广泛关注,两种物质先后于2009年和2020年被列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》。鉴于PFOA和PFOS的暴露水平和健康效应,在我国新颁布的《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2022)中,已经将其作为水质参考指标列入资料性附录7,当生活饮用水中含上述两种物质时,可参考其限值进行评价,但目前尚不作为强制性要求。本研究对饮用水中PFOA和PFOS卫生标准限值制定相关的技术内容进行了梳理和讨论,现汇报如下。

一、PFOA和PFOS在水环境的分布水平及暴露状况

在PFOS和PFOA正式列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》之前,国外生产企业就已实施了自主管理逐步停止生产,把生产转移到了包括我国在内的发展中国家。资料显示我国2003—2006年PFOS年产量增长4倍,2004 —2012 年PFOA产量增长2倍8, 9。人体暴露PFOS和PFOA的主要途径包括呼吸、饮食和饮用水。作为最典型的持久迁移毒性化学物质,一旦排放到环境中就很容易随降水和地表径流进入水体,进而污染饮用水水源,使得饮用水暴露成为主要途径之一。基于13个中国重点城市普通人群的血液样品和对应城市的饮用水中PFOS和PFOA的分析表明,人体血液浓度和饮用水中PFOA浓度呈现非常好的相关性,也提示饮用水暴露是人类暴露的重要途径10

“十一五”与“十二五”期间,科技部水体污染控制与治理科技重大专项(简称“水专项”)的重点流域水源水质特征及饮用水安全保障策略研究课题对我国饮用水及其水源地中的全氟化合物展开了全面调查研究。其中“十一五”期间(2009—2012年)采集和分析了35个城市123个自来水厂两个批次的饮用水样品,“十二五”期间(2015—2017年)采集分析了24个城市100个水厂的饮用水样品。在两个“五年计划”的调查中,发现PFOS在饮用水中的检出率从93%降到78%,但浓度从(4.7±0.4)ng/L上升到(8.6±2.3)ng/L;PFOA在饮用水中的检出率从82%升至99%,浓度从(7.1±1.3)ng/L上升到(10.8±1.8)ng/L11, 12,结果提示我国城市饮用水中广泛存在PFOA和PFOS的污染,而且多个城市的浓度水平呈上升的趋势。

二、PFOA和PFOS对健康的影响

既往相关动物实验和流行病学研究均表明全氟化合物暴露能够导致多种毒性效应,如肝脏毒性(肝脏肿大;胆固醇水平上升)13, 14, 15, 16、免疫毒性(增加动物过敏;降低儿童对疫苗的反应)17、生殖发育毒性(子代体重降低;幼鼠成骨作用减少、雄性幼鼠初情期提前;腭裂和心脏等发育畸形)18, 19, 20、内分泌干扰毒性(降低甲状腺激素水平、雌雄激素水平)等1621。近年来,学者对于PFOA和PFOS的关注持续增加,报道了关于PFOA和PFOS毒理学与流行病学的新证据。

(一)毒理学新证据

PFOA和PFOS的肝脏毒性获得了越来越多的认识。暴露PFOA(2 mg·kg-1·d-1和10 mg·kg-1·d-1)28 d会引起小鼠体内巨噬细胞过度激活,导致脾脏重量显著下降22;暴露PFOS会影响小鼠肝脏甘油磷脂代谢和鞘脂代谢23。PFOA和PFOS的免疫毒性和生殖发育也受到越来越多的关注。产前暴露于1 mg/kg GenX和PFOA会导致成年小鼠代谢异常24

(二)流行病学新证据

国际癌症研究机构(International Agency for Research on Cancer,IARC)于2016年将PFOA归为2B类(对人可能致癌)物质,而PFOS暂未分类。近两年来多项流行病学研究发现,PFOA、PFOS等血清浓度与卵巢癌、乳腺癌的发病率呈正相关25, 26, 27,PFOA与肾细胞癌风险呈正相关28。Girardi和Merler29的小型队列研究显示,PFOA血清浓度最高的受试者的肝癌、淋巴和造血组织恶性肿瘤的死亡率均有显著增加。鉴于越来越多的致癌证据需要被充分讨论,IARC已决定将于2023年11月7—14日召开专门会议,宣布最新的PFOA和PFOS归类结果。

同时,多项有关青少年、儿童、孕妇等群体的调查显示,暴露PFOS、PFOA等全氟化合物与血压、血脂、体重指数异常密切相关,可能诱发高血压、心血管疾病、糖尿病、过度肥胖等疾病30, 31, 32, 33, 34, 35, 36, 37。但也有调查研究发现,全氟化合物暴露对人体代谢的影响存在相互矛盾的结果38。PFOA和PFOS的孕期暴露还被证明与胎儿发育及不良出生结局有关,研究发现较高的PFOA血清浓度与胎儿生长受限有关39,PFOS和母亲LXRB基因型(rs1405655)之间的相互作用会影响女婴的出生体重40,妊娠期暴露低水平全氟化合物(特别是PFOS)与较高的早产几率有关41。此外,产前暴露PFOA每增加一个对数单位,儿童早期腹泻风险约增加5倍(95%CI:1.86~13.39)42。也有研究发现全氟化合物对出生结局产生显著影响的暴露窗口期可能是怀孕的前三个月,且两者关联在女性胎儿中更为明显43

美国环境保护署在2021年年底总结了关于PFOA和PFOS的毒性终点,最终分别选取儿童血清抗白喉抗体或抗破伤风抗体浓度降低的终点计算PFOA和PFOS的参考剂量(分别为1.49×10-8 mg·kg-1·d-1 和7.9 × 10-9 mg· kg-1· d-1),并据此更新了饮用水基准值。最近Timmermann等44依据2012—2015年7~12岁格陵兰岛儿童的临床检查,发现血清全氟己烷磺酸(PFHxS)和PFOS浓度每增加1 ng/ml,白喉抗体浓度分别降低78%(95%CI:25%~94%)和9%(95%CI:2%~16%)。不过,Shih等45针对成年人群的相关研究则未发现全氟化合物暴露与白喉、破伤风抗体浓度有关联,而血清PFOA与甲型、乙型肝炎抗体的浓度之间存在负向关联。基于美国全国健康与营养调查的数据,发现青少年群体暴露全氟化合物可能增加持续性传染病的易感性并促进聚集性感染46。Dalsager等47研究了孕妇血清中5种全氟化合物浓度与婴儿出生至4岁期间因常见传染病住院率之间的关系,发现了PFOS暴露与传染病的总体风险之间具有关联,PFOS、PFOA暴露与下呼吸道感染风险具有关联,结果提示即使在低暴露人群中,PFOA和PFOS也可能影响传染病的流行。近期有研究还认为全氟化合物暴露水平升高与新型冠状病毒感染风险增加具有关联48

三、PFOA和PFOS标准限值的制定 (一)健康风险评估及安全基准值的制定

流行病学的研究结果在化学物质与健康影响研究领域非常重要4,但环境中化学物质种类繁多,目前的流行病学研究均未考虑共存物质作为混杂因子,同时缺少PFOS/PFOA高浓度暴露与疾病发生相关的人群流行病学证据,因此用于PFOA和PFOS健康风险评估中剂量-反应分析的依据来自动物实验。PFOS的毒性终点定为大鼠幼崽体重降低[未观察到有害作用剂量(no observed adverse effect level,NOAEL)为0.1 mg·kg-1·d-119。考虑到PFOS在大鼠体内的半衰期远低于人体,采用3作为传统化学物质风险评估的毒代动力学(toxicokinetics,TK)种间差异不确定系数,同时考虑该类物质在动物和人富集性的巨大差异,美国环境保护署于2016年提出了利用PFOS的单室药代动力学模型计算人血清等当量浓度的策略5,计算得到PFOS的人等当量NOAEL(HED)为0.000 51 mg·kg-1·d-1。在HED的基础上,考虑个体差异不确定系数为10、大鼠和人的种间毒效动力学(toxicodynamics,TD)差异的不确定性系数为3,最后得到参考剂量(reference dose,RfD)为20 ng·kg-1·d-1

PFOA的毒性以小鼠幼鼠成骨作用减少、雄性幼鼠初情期提前为终点18,其最小有害作用剂量(lowest observed adverse effect level,LOAEL)为1 mg·kg-1·d-1,人血清等当量LOAEL为0.005 3 mg·kg-1·d-1,考虑从LOAEL外推到NOAEL值的不确定系数为10,种内不确定系数为10,小鼠和人的种间毒效动力学不确定性系数36,计算得到RfD也为20 ng·kg-1·d-1。在确定饮用水水质安全基准值时,还涉及体重、日均饮水量和经饮水暴露途径的饮水贡献率等参数。考虑到PFOA和PFOS的毒性主要是发育毒性,为保护更敏感的胎儿和哺乳期的幼儿,参考美国环境保护署2016年的调查研究,体重和饮水量采用了孕龄妇女饮水量与体重比值的P90,即0.054 L·kg-1·d-1[4, 5。饮水贡献率为所关注人群通过饮用水途径的摄入量占人体总暴露量的比例,以确保人体总暴露量不会超过RfD。由于不同人群的暴露途径不一样,且同一暴露途径的浓度水平也不是一个恒值,PFOS和PFOA还可以通过其前驱物在体内代谢生成。因此通过检测膳食结构中不同种类食物中PFOS或PFOA浓度水平,然后计算总摄入量的外暴露评估方法,存在较大不确定性。已有研究表明,由于人体内PFOS和PFOA的半衰期很长,其日摄入量与血液浓度呈现很好的相关性49,因此可以通过人体血液中的浓度反演计算人群总暴露量,进而获得饮用水途径日摄入量占日总摄入量的比例,即饮用水贡献率。该方法得到的总暴露量考虑了直接和间接途径暴露的PFOS和PFOA,大大降低了总膳食研究法中存在的暴露途径不确定的问题。通过分析我国主要城市人群饮水暴露途径的摄入量和用单室药代动力学模型从血液浓度反演计算的总摄入量,PFOS饮用水平均贡献率为12.7%±5.8%10,低于美国环境保护署的默认值20%;PFOA的饮水贡献率为23%±3%10,接近美国环境保护署的默认值20%,但是高于日本、澳大利亚等国的贡献率10%。最终计算得到PFOS的饮用水基准值为47 ng/L,PFOA的饮用水基准值为85 ng/L。

(二)标准限值的确定

鉴于饮用水中PFOS和PFOA的广泛检出与潜在的健康风险,许多国家和地区已经制定了相关的饮用水水质基准或标准限值。2016年美国环境保护署将PFOS与PFOA的饮用水健康指导值均设定为70 ng/L或者PFOS和PFOA的总浓度为70 ng/L4, 5。随着PFOS和PFOA的毒理学研究的深入,以及流行病学数据的更加系统完善,2021年美国环境保护署提出了以流行病数据为基础的饮用水水质健康值,并于2022年6月15日发布了健康指南50,PFOA的饮用水健康指导值降低到0.004 ng/L,PFOS则降低到0.020 ng/L。2023年美国环境保护署拟制定PFAS国家初级饮用水法规标准,在该建议标准中认定PFOS和PFOA为人类可能的致癌物质,因此设定了最大浓度目标值为0;考虑到分析方法的灵敏度和水处理工艺的可行性,建议PFOA和PFOS的饮用水水质标准均设定为4 ng/L,目前正在征询标准正式发布前的公众意见51。近年来,除美国环境保护署之外,英国、德国、瑞典、加拿大、澳大利亚和日本等国家均提出了PFOS和PFOA在饮用水中的健康基准值(表152, 53, 54, 55, 56, 57, 58,尽管各国所提出的基准值有很大差别,但各国对其健康风险已经基本形成了共识。

10.3760/cma.j.cn112150-20221022-01023.T001

全球部分国家饮用水中PFOS和PFOA的健康基准值(截至2023年4月)

国家(年份) 指标 最大可接受浓度(μg/L) 依据
加拿大(2018) PFOS 0.6 毒性终点:大鼠肝细胞增生;NOAELHED:0.001 5 mg·kg-1·d-1;不确定系数:2513
PFOA 0.2 毒性终点:大鼠肝细胞增生;NOAELHED:0.000 6 mg·kg-1·d-1;不确定系数:2515
联合暴露 (PFOS/0.6+PFOA/0.2)<1 -
美国(2016) PFOS 0.07 毒性终点:大鼠幼鼠体重下降;NOAELHED:0.000 5 mg·kg-1·d-1;不确定系数:3×3019
PFOA 0.07 毒性终点:小鼠幼鼠成骨作用减少、雄性幼鼠初情期提前;LOAELHED:0.005 mg·kg-1·d-1;不确定系数:30018
联合暴露 (PFOS+PFOA)<0.07 -
美国(2022) PFOS 0.000 020 毒性终点:儿童血清中白喉抗体浓度降低;POD:7.91×10-8 mg·kg-1·d-1;不确定系数:1062
PFOA 0.000 004 毒性终点:儿童血清中破伤风抗体浓度降低;POD:1.49×10-8 mg·kg-1·d-1;不确定系数:1061
美国(2023) PFOS 0.004 毒性终点:可能的人类致癌性如肾癌和肝癌51
PFOA 0.004
澳大利亚(2017) PFOS 0.07 与美国(2016)相同。
PFOA 0.56 不确定系数为30,其他与美国(2016)相同。
德国(2016) PFOS 0.1 动物实验血清浓度:POD为20 ng/ml;外推参数:清除速率为0.000 75 L·kg-1·d-1,半衰期校正系数为0.527。
PFOA 0.1 人体抗体反应实验血清浓度:POD为90 ng/ml;外推参数:清除速率为0.000 1 L·kg-1·d-1,半衰期校正系数为0.527。
英国(2021) PFOS 0.1 参考农药监管值。
PFOA 0.1 参考农药监管值。
瑞典(2014) PFOS 0.09 毒性终点:恒河猴促甲状腺分泌激素和高密度脂蛋白水平明显下降;NOAEL:0.03 mg·kg-1·d-1;不确定系数:20016
联合暴露 (PFBS+PFHxS,PFOS+6∶2 FTS+PFBA+PFPeA,PFHxA+PFHpA+PFOA+PFNA+PFDA)<0.09 -
日本(2020) PFOS 0.05

毒性终点:与美国(2016)相同;RfD:0.000 02 mg·kg-1·d-1;体重:50 kg

饮用水贡献率:10%;饮水量:2 L/d。

PFOA 0.05 与美国(2016)相同;RfD:0.000 02 mg·kg-1·d-1;体重:50 kg;饮用水贡献率:10%;饮水量:2 L/d。
联合暴露 (PFOS+PFOA)<0.05 -

注:POD为参考点;PFOS为全氟辛烷磺酸;PFOA为全氟辛酸;PFBS为全氟丁烷磺酸;PFHxS为全氟己烷磺酸;6∶2 FTS为6∶2氟调磺酸;PFBA为全氟丁酸;PFPeA为全氟戊酸;PFHxA为全氟己酸;PFHpA为全氟庚酸;PFNA为全氟壬酸;PFDA为全氟癸酸;RfD为参考剂量

2009年日本将PFOA和PFOS列为要研讨项目,在之后十年(2009—2019年)中掌握了日本全国饮用水中的浓度水平和分布,发现30%以上的监测点持续检出了PFOA和PFOS;期间关于PFOA和PFOS的毒性数据也有了大量的积累。2019年日本将PFOA和PFOS提升为暂定水质管理目标设定项目,毒性终点采用美国环境保护署给出的RfD(20 ng·kg-1·d-1),暴露参数选择了日本特有的参数:体重采用50 kg,日饮水量采用2 L,每天单位体重饮水量为0.04 L/kg(低于美国健康指导值计算时采用的每天0.054 L/kg),饮用水贡献率采用默认值10%。最终将PFOS和PFOA之和不高于50 ng/L作为饮用水水质管理目标值,要求相关部门按照饮用水水质标准管理58。欧盟也于2020年12月将全氟化合物纳入饮用水水质指令,指令要求20种全氟化合物(4~13个碳的全氟羧酸和全氟磺酸)总浓度不超过100 ng/L,所有全氟化合物的总和不超过500 ng/L59

由于我国还在持续生产和使用全氟化合物,而且我国部分沿岸地区饮用水中还在持续检出PFOA和PFOS,一些地区呈现上升的趋势。根据我国暴露水平实际情况和不断证实的PFOA和PFOS的健康效应,我国新颁布的《生活饮用水卫生标准(GB5749-2022)》中增加了PFOA和PFOS指标作为水质参考指标。根据水质安全基准,确定PFOS和PFOA的饮用水水质标准限值分别为40 ng/L和80 ng/L。与其他国家的标准限值(表1)相比,我国PFOS的限值仅高于美国2022年和2023年的最新值,PFOA的限值也仅高于美国和日本的限值,这是根据我国PFOS和PFOA的实际暴露情况得出的结果。目前研究表明,全氟化合物可以通过活性炭等深度处理工艺有效去除60, 61。因此水厂中PFOS和PFOA的浓度可以被控制到该标准限值以下,具备可控性。

四、结语与展望

《生活饮用水卫生标准(GB5749-2022)》在2022年3月15日正式发布,已于2023年4月1日开始实施,该标准将PFOS和PFOA列入水质参考指标,为我国全氟化合物水质标准工作拉开了序幕。随着PFOS和PFOA危害证据的不断增加,两者的生产和使用也被越来越严格地管控,PFHxS等替代品开始被广泛应用,PFHxS比PFOS仅少两个碳,与PFOS、PFOA具有相似的性质和毒性,2019年10月举行的“持久性有机污染物质的研讨委员会”的第15次会议中决定向缔约国建议将其列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》的附录A,并将于2023年6月召开的缔约国会议中被确定列入,从而对其生产和使用进行限制。目前已经有部分国家设定了饮用水中PFHxS的目标管理值,如2019年加拿大将PFHxS的饮用水管理值设定为600 ng/L63,2016年德国设定饮用水目标管理值为100 ng/L52,澳大利亚把PFOS和PFHxS合计的健康管理值设定为70 ng/L56。日本虽然目前还没有设定目标值,但是已经将该物质列入饮用水管理体系中的“要研讨项目”62。此外,美国环境保护署于2022年6月15日新发布的饮用水健康指南中还新增了作为PFOA替代品使用的2,3,3,3-四氟-2-(1,1,2,2,3,3,3-七氟丙氧基)丙酸(GenX)和PFOS替代品使用的全氟丁烷磺酸(PFBS)的健康指导值,分别为10 ng/L和2 000 ng/L50。我国水体中PFHxS和PFBS的浓度呈现上升的趋势,“十二五”期间采集的28个城市的饮用水中,深圳、无锡、常州、巢湖、东营、滨州等6个城市的饮用水中PFHxS是14个全氟化合物中浓度最高的全氟化合物,东莞和南京的饮用水中PFBS则是仅次于PFOS或PFOA的主要污染物10。饮用水标准的制修订不是一蹴而就的,应根据相关污染物的健康风险评估结果、饮用水暴露水平等对饮用水标准进行滚动修订,这也是WHO饮用水水质导则中倡导的水标准修订宗旨。建议我国设立专门的饮用水卫生标准制修订咨询委员会,加强对污染物的检测与健康风险评估,并根据评估结果及时修订标准。

参考文献
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