Assessment of gas–particle phase distribution and source apportionment of atmospheric phthalate esters and volatile methyl siloxanes in Vietnamese micro-environments

g dụng trong không gian trong nhà 
nhưng trên các đối tượng khác nhau. CVMSs 
được tìm thấy chủ yếu trong các sản phẩm chăm 
sóc tóc, mỹ phẩm và dụng cụ nhà bếp tại Mỹ và 
Nhật Bản [20]; trong khi LVMSs lại có nồng độ 
cao hơn trong nhiều sản phẩm tiêu dùng khác 
nhau như sản phẩm chăm sóc cá nhân, đồ dùng 
cho trẻ em và các ứng dụng khác trên thị trường 
Trung Quốc [21,22]. Tại Việt Nam, hàm lượng 
của CVMSs (D4, D5 và D6) cũng đã được xác 
định trong các sản phẩm chăm sóc tóc (8,77 đến 
515 μg/g) và các sản phẩm này được đánh giá là 
nguồn phát thải chính của VMSs ra môi trường 
không khí và bụi tại các salon tóc ở Hà Nội [10]. 
Tuy nhiên, dữ liệu về sự tồn tại của VMSs, đặc 
biệt là các LVMSs trong các loại sản phẩm tiêu 
dùng khác nhau tại Việt Nam còn rất hạn chế, 
dẫn đến những khó khăn nhất định cho việc đánh 
giá nguồn phát thải của các chất ô nhiễm này. 
3.5. Đánh giá sơ bộ về mối liên hệ giữa ester 
phthalate và methyl siloxane trong không khí 
Theo hiểu biết của chúng tôi, hiện chưa có 
thông tin về sự tồn tại đồng thời và mối liên hệ 
của PAEs và VMSs trong không khí. Do đó, 
chúng tôi đã tiến hành một số phép phân tích và 
đánh giá thống kê sơ bộ đối với toàn bộ tập số 
liệu về 2 nhóm chất này trong mẫu không khí tại 
Việt Nam. Không có mối tương quan đáng kể 
giữa nồng độ tổng PAEs và VMSs trong không 
khí (R = 0,423, p < 0,001). Tuy nhiên, kết quả 
phân tích PCA đã chỉ ra mối liên hệ giữa một số 
PAEs và VMSs, ví dụ như DEP, D4, D5, D6 và 
L8 trong pha hạt và DEP, DiBP, D3, D4, D5 và 
D6 trong pha khí. Phương pháp phân tích tương 
quan cũng tiết lộ sự tương đồng giữa DEP và D5 
trong pha hạt (R = 0,683, p < 0,001) cũng như 
giữa DCHP và L9 trong pha khí (R = 0,615, p < 
0,001). Mối liên hệ này có thể được giải thích bởi 
2 nguyên nhân: (1) các PAEs phân tử khối thấp 
(điển hình là DEP) được dùng làm dung môi 
hoặc phụ gia trong các sản phẩm chăm sóc cá 
nhân có chứa VMSs, và (2) các PAEs phân tử 
khối cao (ví dụ như DEHP hay DCHP) có trong 
nhựa của vỏ chai chứa các sản phẩm chăm sóc 
cá nhân. Tuy nhiên, các giả thuyết này cần được 
kiểm chứng bằng số liệu đo đạc thực tế trong thời 
gian tới. 
Hình 4. Kết quả phân tích PCA đối với nồng độ 
VMSs trong pha khí và pha hạt của mẫu không khí 
trong nhà tại miền Bắc Việt Nam. 
4. Kết luận 
Đặc trưng cân bằng pha khí–hạt của 10 
PAEs, 4 CVMSs và 6 LVMSs được đánh giá 
H.Q. Anh et al. / VNU Journal of Science: Natural Sciences and Technology, Vol. 36, No. 1 (2020) 72-80 
79 
trong gần 100 mẫu không khí trong nhà tại miền 
Bắc Việt Nam. Xu hướng phân bố của các chất 
nghiên cứu xác định bởi số liệu đo đạc thực tế 
hoàn toàn phù hợp với các tính toán lý thuyết. 
Theo đó, các hợp chất có phân tử khối thấp như 
DMP, DEP, D3, D4 và L4 tồn tại chủ yếu trong 
pha khí (trung bình khoảng 80%), trong khi các 
hợp chất khó bay hơi hơn như DEHP hay L8 lại 
tích lũy mạnh trong pha hạt (trung bình khoảng 
60 đến 70%). Mối liên hệ giữa các chất nghiên 
cứu được đánh giá trong từng nhóm cũng như 
trên toàn bộ tập số liệu bằng phương pháp phân 
tích tương quan Pearson và phân tích thành phần 
chính PCA. Bên cạnh sự tương quan giữa các 
chất trong từng nhóm của chúng do nguồn gốc, 
ứng dụng và tính chất tương tự thì mối liên hệ 
giữa một số PAEs và VMSs cũng được chỉ ra. 
Dựa trên các dữ liệu sơ bộ này, việc thực hiện 
các nghiên cứu tổng thể hơn là rất cần thiết, ví 
dụ như đánh giá sự ô nhiễm PAEs và VMSs đồng 
thời trong môi trường trong nhà và ngoài trời 
cũng như các sản phẩm tiêu dùng khác nhau trên 
thị trường ở nước ta. 
Lời cảm ơn 
Nghiên cứu này được tài trợ bởi Quỹ Phát 
triển Khoa học và Công nghệ Quốc gia 
(NAFOSTED) trong đề tài mã số 104.01-
2018.314. 
Tài liệu tham khảo 
[1] I. Kimber, J.R. Dearman, An assessment of the 
ability of phthalates to influence immune and 
allergic responses. Toxicology 271(3) (2010) 
73−82. https://doi.org/10.1016/j.tox.2010.03.020. 
[2] C. Christia, G. Poma, S. Harrad, C.A. de Wit, Y. 
Sjostrom, P. Leonards, M. Lamoree, A. Covaci, 
Occurrence of legacy and alternative plasticizers 
in indoor dust from various EU countries and 
implications for human exposure via dust 
ingestion and dermal absorption. Environ. Res. 
171 (2019) 204-212. https://doi.org/10.1016/j. 
envres.2018.11.034. 
[3] S. Net, R. Sempéré, A. Delmont, A. Paluselli, B. 
Ouddane, Occurrence, fate, behavior and 
ecotoxicological state of phthalates in different 
environmental matrices. Environ. Sci. Technol. 
49(7) (2015) 4019-4035. https://doi.org/10.1021/ 
es505233b. 
[4] K. Mojsiewicz-Pienkowska, D. Krenczkowska, 
Evolution of consciouness of exposure to 
siloxanes–review of publications. Chemosphere 
191 (2018) 204–217. https://doi.org/10.1016/j. 
chemosphere.2017.10.045. 
[5] T.M. Tran, A.Q. Hoang, S.T. Le, T.B. Minh, K. 
Kannan, A review of contamination status, 
emission sources, and human exposure to volatile 
methyl siloxanes (VMSs) in indoor environments. 
Sci. Total Environ. 691 (2019) 584–594. 
https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.07.168. 
[6] K. Gaj, A. Pakuluk, Volatile methyl siloxanes as 
potential hazardous air pollutants. Pol. J. Environ. 
Stud. 24(3) (2015) 937–943. https://doi.org/10. 
15244/pjoes/34668. 
[7] T.M. Tran, K. Kannan, Occurrence of cyclic and 
linear siloxanes in indoor air from Albany, New 
York, USA, and its implications for inhalation 
exposure. Sci. Total Environ. 511 (2015) 138-144. 
https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.12.022. 
[8] T.M. Tran, K.O. Abualnaja, G.A. Asimakopoulos, 
A. Covaci, B. Gevao, B. Johnson-Restrepo, A.T. 
Kumosani, G. Malarvannan, T.B. Minh, B.H. 
Moon, H. Nakata, K.R. Sinha, K. Kannan, A 
survey of cyclic and linear siloxanes in indoor dust 
and their implications for human exposures in 
twelve countries. Environ. Int. 78 (2015) 39-44. 
https://doi.org/10.1016/j.envint.2015.02.011. 
[9] T.M. Tran, H.T. Le, N.D. Vu, G.H.M. Dang, T.B. 
Minh, K. Kannan, Cyclic and linear siloxanes in 
indoor air from several Northern cities in Vietnam: 
levels, spatial distribution and human exposure. 
Chemosphere 184 (2017) 1117–1124. https://doi. 
org/10.1016/j.chemosphere.2017.06.092. 
[10] T.M. Tran, T.B. Minh, N.D. Vu, Cyclic siloxanes 
in indoor environments from hair salons in Hanoi, 
Vietnam: emission sources, spatial distribution, 
and implications for human exposure. 
Chemosphere 212 (2018) 330–336. https://doi. 
org/10.1016/j.chemosphere.2018.08.101. 
[11] T.M. Tran, H.T. Le, T.B. Minh, K. Kannan, 
Occurrence of phthalate diesters in indoor air from 
several Northern cities in Vietnam, and its 
implication for human exposure. Sci. Total 
Environ. 601–602 (2018) 1695–1701. https://doi. 
org/10.1016/j.scitotenv.2017.06.016. 
[12] T.M. Tran, T.B. Minh, T.A. Kumosani, K. 
Kannan, Occurrence of phthalate diesters 
(phthalates), p-hydroxybenzoic acid esters 
(parabens), bisphenol A diglycidyl ether 
(BADGE) and their derivatives in indoor dust 
H.Q. Anh et al. / VNU Journal of Science: Natural Sciences and Technology, Vol. 36, No. 1 (2020) 72-80 
80 
from Vietnam: Implications for exposure. 
Chemosphere 144 (2016) 1553–1559. https://doi. 
org/10.1016/j.chemosphere.2015.10.028. 
[13] H.Q. Anh, K. Tomioka, N.M. Tue, L.H. Tuyen, 
N.K. Chi, T.B. Minh, P.H. Viet, S. Takahashi, A 
preliminary investigation of 942 organic micro-
pollutants in the atmosphere in waste processing 
and urban areas, northern Vietnam: Levels, 
potential sources, and risk assessment. Ecotoxicol. 
Environ. Saf. 167 (2019) 354–364. https://doi.org/ 
10.1016/j.ecoenv.2018.10.026. 
[14] X. Wang, W. Tao, Y. Xu, J. Feng, F. Wang, Indoor 
phthalate concentration and exposure in 
residential and office buildings in Xi’an, China. 
Atmos. Environ. 87 (2014) 146−152. https://doi. 
org/10.1016/j.atmosenv.2014.01.018. 
[15] D. Koniecki, R. Wang, R.P. Moody, J. Zhu, 
Phthalates in cosmetic and personal care products: 
concentrations and possible dermal exposure. 
Environ. Res. 111(3) (2011) 329−336. https://doi. 
org/10.1016/j.envres.2011.01.013. 
[16] J. Zhao, Y. Ji, Z. Zhu, W. Zhang, L. Zhang, J. 
Zhao, PAEs occurrence and sources in road dust 
and soil in/around parks in May in Tianjin, China. 
Ecotoxicol. Environ. Saf. 147 (2018) 238–244. 
https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2017.08.014. 
[17] T. Otake, J. Yoshinaga, Y. Yanagisawa, Exposure 
to phthalate esters from indoor environment. J. 
Expo. Sci. Environ. Epidemiol. 14 (2004) 524–
528. https://www.nature.com/articles/7500352. 
[18] A. Markiewicz, K. Bjorklund, E. Eriksson, Y. 
Kalmykova, A.M. Stromvall, A. Siopi, Emissions 
of organic pollutants from traffic and roads: 
priority pollutants selection and substance flow 
analysis. Sci. Total Environ. 580 (2017) 1162–1174. 
https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.12.074. 
[19] H.Q. Anh, T.M. Tran, N.T.T. Thuy, T.B. Minh, S. 
Takahashi, Screening analysis of organic micro-
pollutants in road dusts from some areas in 
northern Vietnam: A preliminary investigation on 
contamination status, potential sources, human 
exposure, and ecological risk. Chemosphere 224 
(2019) 428–436. https://doi.org/10.1016/j. 
chemosphere. 2019.02.177. 
[20] Y. Horii, K. Kannan, Survey of organosilicone 
compounds, including cyclic and linear siloxanes, 
in personal-care and household products. Arch. 
Environ. Contam. Toxicol. 55 (2008) 701–710. 
https://doi.org/10.1007/s00244-008-9172-z. 
[21] L. Xu, Y. Shi, N. Liu, Y. Cai, Methyl siloxanes in 
environmental matrices and human/fat from both 
general industries and residential areas in China. 
Sci. Total Environ. 505 (2015) 454–463. https:// 
doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.10.039. 
[22] L. Xu, L. Zhi, Y. Cai, Methylsiloxanes in children 
silicone-containing products from China: profiles, 
leaching, and children exposure. Environ. Int. 101 
(2017) 165–172. https://doi.org/10.1016/j.envint. 
2017.01.022.