人体への曝露

May 26, 2024

npj クリーンウォーター 6 巻、記事番号: 16 (2023) この記事を引用

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6 オルトメトリック

メトリクスの詳細

対象および非対象スクリーニング (NTS) を通じて、さまざまな種類の飲料水および尿サンプル中の広範囲の化学物質が測定され、ヒトへの曝露量が推定されました。バルセロナの42か所から収集した水道水サンプル（2020年8月～10月、2021年5月）、家庭用活性炭フィルター（AC、N = 6）および逆浸透膜（RO、N = 5）で濾過した水道水、市販のボトル入り水(N = 10) および尿 (N = 39) のサンプルが含まれていました。 35 種類のパーフルオロアルキル物質およびポリフルオロアルキル物質 (PFAS)、ビスフェノール A、およびノニルフェノールを LC-MS/MS および GC-MS/MS を使用して分析し、NTS は LC-HRMS を使用して分析しました。最初のサンプリングでは濾過されていない水道水から 9 個の PFAS (サンプル 79%、中央値 = 30 ng/L)、2 回目のサンプリングで 6 個 (69%、中央値 = 9.8 ng/L)、13% の尿サンプルから 5 個が検出されました。 NTS は飲料水に含まれる医薬品およびその他の工業用化学物質を暫定的に特定しました。 PFAS は AC フィルターではなく RO によって除去されました。調査結果は、新たな飲料水汚染物質の暴露科学と水質モニタリングに貴重な情報を提供します。

水生環境は、消費者製品や工業製品に使用される化学物質の増加によって脅かされており、飲料水への曝露による人間の健康被害を引き起こしています1,2。パーフルオロアルキル物質およびポリフルオロアルキル物質（PFAS）やフェノール類（ビスフェノール A、ノニルフェノールなど）などの内分泌かく乱化学物質は、年間生産量が多く、飲料水処理施設での除去が難しいため、高い懸念が持たれています2。

PFAS は、1950 年代以来、世界中の複数の産業および消費者用途向けに生産された人為的物質の多様なグループを構成しています3、4、5。炭素とフッ素の結合の独特な特性により、PFAS は安定し、分解に強く、持続性があり、その結果、土壌、地表水、地下水、食品、空気中に遍在して存在します6。最も広く普及し有毒な従来の化合物であるパーフルオロオクタンスルホン酸塩 (PFOS) とパーフルオロオクタンカルボン酸塩 (PFOA) は、世界のほとんどの地域のメーカーによって段階的に廃止されましたが、フルオロアルキルエーテル化合物などの代替 PFAS と同様に、これらは依然として環境中に存在しています。 ether-PFAS; GenX、ADONA など) は、環境や生物でますます検出されています 7,8。強力な疫学的証拠は、出生体重の減少、乳がんリスクの増加、および耐糖能障害との関連を示しています2。動物実験では、免疫、肝臓、甲状腺、膵臓の機能に対する悪影響が示されています6。 PFAS は水溶性であり、産業活動や消火活動によって汚染された点源の近くでは飲料水中の濃度が高いことが報告されています9。ボトル入り飲料水 10,11 および汚染地域の影響を受けていない地域、特にヨーロッパの公共飲料水供給における PFAS の発生に関する証拠は限られています。カナダ 12、中国 13、インド 14、米国 15、およびヨーロッパ諸国 (フランス、ドイツ、ギリシャ、オランダ、スペイン) 16、17、18、19、20 における処理済み飲料水中の PFAS のバックグラウンドレベルを評価した研究はわずか数件のみです。したがって、飲料水と食物が、PFAS が人体に侵入する主な経路であると考えられています7。

ビスフェノール A は、優れた熱安定性と油や酸に対する耐性を備えているため、金属製品のライニングに使用されるポリカーボネートプラスチックやエポキシ樹脂の製造に広く使用されています21。ビスフェノール A は人体内での半減期が短いため難分解性ではないと考えられていますが、飲料水を含む環境中に広く拡散しています21。疫学的証拠は、ビスフェノール A への曝露が神経発達障害、心血管疾患、不妊症などの健康への悪影響と関連していることを示しました2。ノニルフェノールは、パーソナルケア製品、塗料、洗剤、ポリ塩化ビニルパイプの成分として使用されます。そしてそれはヒトにおけるホルモン活性の変化と因果関係があるとされています22,23。

50%) compounds during the first sampling were perfluoropentanoate (PFPeA) (64%; median = 3.3 ng/L), perfluorobutane sulfonate (PFBS) (64%; median = 9.2 ng/L), perfluoroheptanoate (PFHpA) (52%; median = 3.0 ng/L), perfluorohexanoate (PFHxA) (31%; median = 13.0 ng/L) and PFOS (52%; median = 12.5 ng/L), while the other PFAS showed detection frequencies lower than 12% (Table 1, Fig. 1). Similarly, the most prevalent compounds during the second sampling were PFPeA (62%; median = 4.0 ng/L) and PFBS (45%; median = 6.8 ng/L), whereas PFOS and PFHpA were present in 4.8% and 24% samples, respectively (Table 1, Fig. 1). The PFAS composition profile in the first sampling was dominated by PFBS (25.9%), PFOS (22.1%), PFPeA (17.6%), PFHxA (16.2%) relative to the total PFAS concentrations (Fig. 2). In the second sampling, high contributions to total PFAS concentrations were observed for PFPeA (45.7%), and PFBS (39.2%) (Fig. 2). To our knowledge, this was the first study analyzing ether-PFAS (e.g., GenX, and ADONA) in drinking water of the Barcelona region, showing non-detected levels./p>LOQ following a previous study17. The total or sum of PFAS concentrations was based on levels >LOQ of individual compounds. The distribution of the variables was explored with Q–Q plots and the Shapiro–Wilk test for normality. Spearman rank correlation coefficients were calculated to evaluate the degree of correlations between the concentrations of individual chemicals (>LOQ) that were detected in >45% of the samples, with p < 0.05 regarded as significant. To assess the removal efficiency of the filters, paired t tests were used to compare concentrations before/after filtration. The homogeneity of the variances was studied for each variable and included in the paired t test. The average percentage change was calculated as the increment or reduction in the concentration relative to the average concentration before filtration. Analyses were carried out using R software (version 4.1.1)54./p>

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