新型全氟和多氟烷醚類化合物的環(huán)境分布與毒性研究進展

陳家苗，王建設(shè)

1. 河北大學生命科學學院，保定 071000 2. 中國科學院動物研究所，北京 100101

全氟和多氟烷基化合物(per- and polyfluoroalkyl substances, PFASs)是分子中全部或部分C—H被C—F取代的一類人工合成有機物。因C—F鍵賦予其疏水、疏油等獨特的物理化學性質(zhì)，PFASs被用于各種工業(yè)生產(chǎn)中，例如消防泡沫以及商品中的表面活性劑和表面保護劑等[1]。在眾多PFASs中，全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟辛酸(PFOA)是最常見的2種類型。PFASs在生產(chǎn)和使用過程中釋放進入環(huán)境后，高能量的C—F鍵導致它很難經(jīng)水解、光解和微生物降解去除，因此具有環(huán)境持久性[2]。研究表明，長鏈PFASs還具有生物蓄積性和多種潛在毒性，當前PFOS和PFOA已經(jīng)被《斯德哥爾摩國際公約》列為持久性有機污染物(POPs)，其使用被禁止或受到嚴格限制。PFOS和PFOA這2種化合物的禁用，促進了一系列替代物的研發(fā)和生產(chǎn)。對于眾多PFASs新型替代品，已有研究者對其分類方式和類型作過詳細綜述[3-4]。替代品研發(fā)的一種思路是在分子骨架中插入其他元素或功能基團，從而縮短全氟碳鏈長度，期望在保留其優(yōu)良理化特性的同時，降低其生物蓄積性[5-6]。在眾多的長鏈PFASs替代品類型中，在主鏈碳原子間插入“O”形成的全氟和多氟烷醚類化合物(per- and polyfluoroalkyl ether substances, PFPEs)為一類重要的替代品。如今，PFPEs正取代PFOA被用于四氟乙烯和含氟單體物質(zhì)在水乳液中聚合成為含氟聚合物的加工助劑[4,7-8]。PFPEs種類繁多，根據(jù)疏水基團分類主要包括全氟和多氟烷醚磺酸和羧酸(PFESAs和PFECAs)等類型。當前環(huán)境中PFESAs的代表化合物為一種氯代多氟烷醚磺酸鹽(chlorinated polyfluoroalkyl ether sulfonate, Cl-PFESA)，其商品名為F-53B；最常見的PFECAs是4,8-二氧雜-3-氫-全氟壬酸(dodecafluoro-3H-4,8-dioxanonanoate, ADONA)和六氟環(huán)氧丙烷二聚體銨鹽(Gen-X)(Gen-X為六氟環(huán)氧丙烷二聚體羧酸(hexafluoropropylene oxide dimer acid, HFPO-DA)的銨鹽)。F-53B的主要成分為6:2 Cl-PFESA，另外含少量8:2 Cl-PFESA和10:2 Cl-PFESA，F(xiàn)-53B作為抑鉻霧劑替代PFOS用于鍍鉻業(yè)中，是中國研發(fā)的產(chǎn)品且僅有中國生產(chǎn)，有關(guān)F-53B這一化合物的環(huán)境分布和毒性效應(yīng)筆者曾專門作過介紹[9]，不再作為本文的重點。ADONA是PFOA的替代品，主要用作制造氟聚合物的乳化劑[8]。HFPO-DA作為PFOA的替代物已在氟化工業(yè)中使用了一段時間，其同系物還有六氟環(huán)氧丙烷三聚體羧酸(hexafluoropropylene oxide trimer acid, HFPO-TA)和六氟環(huán)氧丙烷四聚體羧酸(hexafluoropropylene oxide tetramer acid, HFPO-TeA)等。這些PFPEs的分子式和名稱等信息如表1所示。自從F-53B、Gen-X和ADONA等在多地水域中被頻繁檢出后，備受重視，這些PFPEs在地表水和飲用水中的分布已成為PFASs環(huán)境監(jiān)測的重點[10-11]。由于插入“O”，PFECAs與全氟羧酸(PFCAs)相比親水性增加，可能會降低其生物累積性，導致其更容易從生物系統(tǒng)中消除。但實際上化合物的生物蓄積性涉及蛋白和DNA等大分子結(jié)合、腎小球濾過和重吸收等眾多復雜的生物因素，難于簡單通過辛醇水分配系數(shù)(Kow)等理化參數(shù)來預(yù)測，PFPEs在生物體內(nèi)的蓄積性、效應(yīng)和潛在危害需要更多的現(xiàn)場實測和實驗數(shù)據(jù)。

簡言之，PFPEs作為傳統(tǒng)PFASs替代品目前已廣泛應(yīng)用于工業(yè)生產(chǎn)中，但其生物蓄積性和對生態(tài)系統(tǒng)和人體健康潛在的影響等尚有待明確。本文將重點就PFPEs在環(huán)境介質(zhì)和生物體內(nèi)分布特征、蓄積能力及其毒性數(shù)據(jù)進行綜述。

1 PFPEs的環(huán)境介質(zhì)分布、生物體暴露水平和蓄積性(Environmental medium distribution, exposure levels and bioaccumulation of PFPEs)

環(huán)境介質(zhì)中的PFPEs就其來源而言可分為直接和間接2種，直接來源是指在生產(chǎn)和使用過程中直接排入環(huán)境；間接來源主要是其前體物質(zhì)的降解及遠距離遷移，除大氣沉降外，還包括水和空氣中的PFPEs進入生物體和食物鏈，并隨著生物的活動和遷徙導致的廣泛傳播[12]。近年來，PFPEs在世界多個地方的水體、沉積物和生物體中被檢測到，在相關(guān)工廠附近檢出的濃度較高。已有研究者對新型PFASs在水環(huán)境和生物樣品中的分布做過詳細綜述[10-11]。

1.1 水體和沉積物中PFPEs的分布現(xiàn)狀及去除技術(shù)

相關(guān)工廠排出的廢水是地表水PFPEs污染的一個重要來源。GenX于2015年首次在美國開普菲爾河水中測出[13]。在Heydebreck等[14]的研究中，中國小清河流域HFPO-DA的最高濃度為3 825 ng·L-1(檢出率76%)，歐洲萊茵河下游流域其最高濃度達107.6 ng·L-1(檢出率為17%)。Pan等[15]對采集于中國、美國、英國、德國、韓國和瑞典等多個國家河流和湖泊水體中的樣品進行了GenX及其同系物的檢測，GenX和HFPO-TA在上述水體中均有檢出，濃度為0.25～68 500 ng·L-1，表明此類化合物已成為全球廣泛分布的PFASs。迄今為止，自然水體中測得的GenX和HFPO-TA的最高濃度均來自中國一家含氟聚合物生產(chǎn)廠的下游水域，GenX和HFPO-TA的最高濃度分別為3 825 ng·L-1[14]和68 500 ng·L-1[16]。盡管更長鏈的HFPO-TeA尚未在地表水中檢出，但其在沉積物中的濃度呈現(xiàn)上升趨勢[17]。在使用F-53B約40多年后，Wang等[18]于2013年首次在接收電鍍廠廢水的污水處理廠進水(43～78 mg·L-1)和出水(65～112 mg·L-1)中檢測到這類污染物。隨之，6:2 Cl-PFESA在地表水、污水和沉積物中均被檢出[9]。例如，Wang等[19]在中國的某些河流中檢測出6:2 Cl-PFESA的濃度為<0.56～78.5 ng·L-1，檢出率為51%；Ruan等[20]在中國20個省市的城市污水處理廠的污泥樣品中都檢測到6:2 Cl-PFESA，最高濃度為209 ng·g-1(以干重計)。除了6:2 Cl-PFESA這一主要化合物外，作為其雜質(zhì)的長鏈同系物8:2 Cl-PFESA和10:2 Cl-PFESA等成分也經(jīng)常被檢測到，只是濃度較6:2 Cl-PFESA低得多；其中，由于當前還沒有10:2 Cl-PFESA的商業(yè)化標準品，該化合物濃度為相對定量的數(shù)據(jù)。

表1 全氟和多氟烷醚類化合物(PFPEs)名稱與分子式Table 1 Name and molecular formula of per- and polyfluoroalkyl ether substances (PFPEs)

常規(guī)水處理工藝主要包括混凝—沉淀—過濾—消毒等流程，很難將水中PFPEs去除，從而無法消除PFPEs對人體健康造成的潛在威脅。已有研究者比較了顆粒活性碳(GAC)、粉末活性碳(PAC)和陰離子交換樹脂(IRA400和IRA67)對GenX的吸附性，發(fā)現(xiàn)IRA67對GenX的吸附容量最高。在較低pH下，PAC更適合于GenX的去除，而IRA400在較高pH下使用效果更好。分別用25 ℃乙醇和92 ℃ NaCl水溶液對吸附飽和的活性碳(AC)和樹脂進行再生，再生率達95%以上[21]。Huang等[22]還開發(fā)了可重復使用的水凝膠吸附劑去除全氟聚醚類化合物。對PFECAs的吸附量低于相同鏈長的PFCAs(例如全氟-4-甲氧基丁酸(perfluoro-4-methoxybutanoic acid, PFMOBA)<全氟己酸(perfluorohexanoic acid, PFHxA))，表明用醚氧原子取代CF2基團降低了PFASs與PAC的親和力。但多醚取代和單醚取代的化合物在吸附性上并沒有規(guī)律性的差異[23]。

1.2 生物及人體中PFPEs污染現(xiàn)狀及蓄積性研究

PFPEs經(jīng)工業(yè)廢水排放進入自然水體導致水生生物受到污染。在中國小清河流域一家含氟聚合物生產(chǎn)廠下游捕撈的野生鯉魚血清中，HFPO-TA濃度中值達1 540 ng·L-1，血清中的生物放大因子(logBCF=2.18)顯著高于PFOA(logBCF=1.93)[16]，在工廠附近的青蛙體內(nèi)也檢測到HFPO-TA，生物累積系數(shù)(BAF)為0.76 L·kg-1，高于PFOA的(0.37 L·kg-1)[24]。中國為F-53B生產(chǎn)國，但在格陵蘭島的北極熊、海豹和虎鯨等哺乳動物中均有檢出，濃度分別為0.27、0.045和0.023 ng·g-1，表明F-53B具有長距離遷移特性[25]。通過采集和檢測自來水樣品發(fā)現(xiàn)，美國北卡羅來納州的新漢諾威縣中，GenX污染已進入“大多數(shù)”居民的家中，檢測到的濃度中值為50 ng·L-1；采集了包括氟化學工廠附近居住的志愿者的血液和尿液進行分析，卻沒有在任何受試者體內(nèi)檢出GenX。對于居民經(jīng)自來水接觸GenX卻未在其血液和尿液樣本中檢測GenX的原因，研究者推測可能GenX在人體內(nèi)的半衰期短，很快被排出了體外[26]。與GenX不同，很多其他類型的PFPEs在人體中被檢出，于美國北卡羅來納州居住在化工廠附近的志愿者血清中檢測到了全氟-3,5,7,9-四氧雜癸酸(perfluoro-3,5,7,9-tetraoxadecanoic acid, PFO4DA)和全氟-3,5,7,9,11-五氧雜十二烷酸(perfluoro-3,5,7,9,11-pentaoxadodecanoic acid, PFO5DoDA)，濃度中值分別為2 ng·mL-1和<0.5 ng·mL-1，且2種化合物檢出率均達98%[27]。在中國東部發(fā)達地區(qū)，人體內(nèi)6:2 Cl-PFESA濃度僅次于或與PFOS和PFOA等相當，成為最主要的PFASs類型。例如，6:2 Cl-PFESA在配對的孕婦血清樣本和臍帶血中檢出濃度的平均值分別為0.8～2.3 ng·mL-1，僅次于PFOA和PFOS[28]。

雖然環(huán)境負荷和飲食習慣等因素決定了個體的PFPEs外暴露量，PFPEs在人體中蓄積和清除能力是影響其體內(nèi)暴露量的重要因素，也是其潛在的健康危害的重要參數(shù)。一項研究分析了嗜魚者、鍍鉻工人及普通人的血清和尿液中F-53B和PFOS的濃度，發(fā)現(xiàn)與普通人相比，嗜魚者血清中F-53B的濃度中值增加了20倍，這表明魚類可能是人類攝入F-53B的重要來源，而鍍鉻工人血清中F-53B的濃度中值是普通工人的10倍，這表明經(jīng)呼吸道暴露可能是鍍鉻工人F-53B暴露的重要途徑。人體對血液中的F-53B清除較慢，F(xiàn)-53B的半衰期(15.3 a)顯著長于PFOS(6.7 a)[29]。PFASs與脂肪酸的結(jié)構(gòu)相似，在體內(nèi)可能會與脂肪酸結(jié)合或與運輸?shù)鞍装l(fā)生相互作用。研究發(fā)現(xiàn)，與PFOA相比，HFPO-TA與人類肝脂肪酸結(jié)合蛋白(hl-FABP)及血清白蛋白(ALB)的結(jié)合能力更強，這可能是HFPO-TA在血清和肝臟中積累的重要原因[30]。Gannon等[31]比較了大鼠、小鼠和猴子等雌雄個體對GenX的清除率，發(fā)現(xiàn)雌性大鼠對GenX的清除率比雄性約高10倍，這可能是雄性大鼠對GenX敏感性高于雌性大鼠的原因；GenX在猴子體內(nèi)的藥代動力學與大鼠類似，呈現(xiàn)明顯的性別差異，且雌性清除率高于雄性；與此不同，小鼠在GenX清除方面沒有明顯性別差異。Rushing等[32]將雄性和雌性小鼠暴露于GenX中1、2、3、5、10和14 d后，檢測血清中GenX濃度，GenX濃度在不同時間、不同性別之間沒有統(tǒng)計學差異，表明GenX在小鼠中不存在生物累積。

2 PFPEs的生物毒性及健康風險(Toxicity and health risk of PFPEs)

PFPEs可通過飲食、呼吸和皮膚接觸等多種途徑進入生物體內(nèi)。體內(nèi)PFPEs主要分布在血液和肝臟等中，具有多種潛在的毒性效應(yīng)。根據(jù)已有研究結(jié)果，將其毒性歸納為以下幾點。

2.1 器官毒性

ADONA在大鼠體內(nèi)的毒性存在性別差異，對雄性以肝臟為主要靶器官，對雌性則以腎臟為主要靶器官[8]。用GenX對大鼠和小鼠進行連續(xù)灌胃28 d，雄性大鼠暴露于0.3、3和30 mg·kg-1濃度的GenX，雌性大鼠暴露于3、30和300 mg·kg-1濃度的GenX，小鼠兩性均暴露于0.1、3和30 mg·kg-1濃度的GenX，除了雌性大鼠和小鼠的最低濃度組外，其他濃度組中動物的肝β氧化活性均增加，恢復28 d后，酶活性恢復到正常水平[33-34]。小鼠連續(xù)暴露于GenX中90 d后，隨暴露劑量增高，其肝臟重量/體重比率和肝臟中酰基-CoA氧化酶活性顯著升高，肝細胞增生明顯[35]。大鼠暴露于GenX中90 d后，均出現(xiàn)肝細胞腫大、肝臟和腎臟重量/體重比率增加等癥狀，而引發(fā)上述癥狀的劑量，雌性(≥1 000 mg·kg-1)比雄性(≥10 mg·kg-1)更大[36]。上述研究說明，性別是影響大鼠體內(nèi)PFPEs代謝和毒性的一項重要因素。小鼠暴露于全氟-3,5-二氧雜己酸(perfluoro-3,5-dioxahexanoic acid, PFO2HxA)和全氟-3,5,7-三氧雜辛酸(perfluoro-3,5,7-trioxaoctanoic acid, PFO3OA)28 d后，肝臟重量未發(fā)生明顯改變，而相同劑量的PFO4DA則能顯著增加肝臟重量/體重比率，升高血中丙氨酸轉(zhuǎn)氨酶(ALT)和天冬氨酸轉(zhuǎn)氨酶(AST)等肝損傷指示物的水平；此外，PFO2HxA和PFO3OA幾乎不在體內(nèi)積累，而PFO4DA則肝臟或血清中均有累積。PFO4DA暴露不但引起肝腫大和肝臟細胞核溶解等，還抑制尿素循環(huán)相關(guān)酶的活性，導致血氨等含氮化合物在體內(nèi)積累[37]。與PFO4DA類似，隨HFPO-TA暴露濃度升高，小鼠血清ALT增加，肝腫大，肝細胞出現(xiàn)核溶解、細胞質(zhì)空泡化和局部性壞死等。HFPO-TA尤其容易在肝臟中累積，且表現(xiàn)出比PFOA更高的生物累積潛力[38]。

2.2 遺傳毒性、發(fā)育毒性和潛在致癌性

對雌性小鼠從配對前14天開始進行GenX暴露，直到哺乳期第20天，結(jié)果表明，雖然最高劑量(5 mg·kg-1·d-1)組F0代雌鼠表現(xiàn)出體重和肝重量增加，肝細胞肥大和點壞死等，但沒有發(fā)現(xiàn)小鼠的繁殖能力受到影響。但是由于哺乳期內(nèi)F0雌鼠的食物消耗量顯著下降，導致幼鼠的體重較低[39]。在GenX對雌性大鼠的暴露實驗中，100 mg·kg-1和1 000 mg·kg-1組的母鼠表現(xiàn)為肝臟局部性壞死和肝臟重量增加，F(xiàn)1代大鼠體重降低，1 000 mg·kg-1組中母鼠攝食量顯著降低[40]。這2項研究證明，GenX會對母體本身造成傷害，但GenX不太可能具有遺傳毒性。大鼠的ADONA暴露實驗研究結(jié)果也證明其不具有遺傳毒性[8]。上述對嚙齒動物的研究均表明GenX和ADONA等PFPEs可能不是致突變劑。但在一項小鼠的HFPO-TA暴露實驗研究中，肝臟轉(zhuǎn)錄組分析結(jié)果表明，28 d的HFPO-TA暴露能顯著改變“化學致癌途徑”和/或“腫瘤發(fā)生”相關(guān)基因的表達，提示即使PFPEs類物質(zhì)不具有致突變性，也可能通過活化細胞生長和增殖信號通路呈現(xiàn)致癌潛力[38]。F-53B暴露會導致斑馬魚胚胎的發(fā)育毒性，導致孵化延遲，畸形率增加，存活率降低等。畸形呈現(xiàn)心包和卵黃囊水腫，脊椎異常，尾巴彎曲和魚鰾未充氣等多種類型，并且畸形的發(fā)生率隨著暴露時間和劑量增加呈現(xiàn)明顯的時間-效應(yīng)和劑量-效應(yīng)關(guān)系[41]。在PFO3OA、PFO4DA和PFO5DoDA致斑馬魚胚胎魚鰾充氣不足的研究中，發(fā)現(xiàn)外援添加甲狀腺激素能改善魚鰾充氣狀態(tài)，表明這類斑馬魚胚胎發(fā)育毒性可能與甲狀腺激素不足等有關(guān)，不屬于遺傳毒性[42]。

2.3 其他毒性

有學者對ADONA的眼和皮膚刺激性和皮膚致敏性做了評估，結(jié)果表明，ADONA對家兔皮膚有輕度刺激性，對眼部有中度到重度刺激性，小鼠局部淋巴結(jié)檢測實驗證實，ADONA對小鼠皮膚有微弱的致敏效應(yīng)[8]。經(jīng)GenX暴露28 d，小鼠肝臟中酰基-CoA氧化酶活性顯著增加，但T細胞依賴的抗體反應(yīng)(TDAR)試驗并未發(fā)現(xiàn)GenX具有免疫毒性[32]。GenX的90 d暴露還會造成大鼠血清堿性磷酸酶升高，紅細胞數(shù)減少，血紅蛋白和紅細胞壓積降低，然而這些影響經(jīng)28 d恢復后均能得到緩解[36]。

3 總結(jié)與展望(Summary and prospect)

PFASs因優(yōu)良的理化特性，當前在工業(yè)生產(chǎn)領(lǐng)域具有無可替代的地位。但是，一旦釋放到自然環(huán)境中，PFASs不容易通過物理、化學或生物降解等方式消除。PFOS和PFOA等長鏈PFASs的環(huán)境持久性、生物累積性和潛在健康危害已經(jīng)引起國際社會重視，并將PFOS和PFOA列入持久性有機物進行管控。然而管控又催生了包括PFPEs在內(nèi)的大量新化合物的研發(fā)和使用，進而導致這類物質(zhì)近些年在環(huán)境樣品中頻繁檢出。究其來源，這些新物質(zhì)或者直接作為替代品被合成，或者屬于替代品合成或應(yīng)用過程中產(chǎn)生的副產(chǎn)物。值得關(guān)注的是，PFPEs等物質(zhì)較傳統(tǒng)PFASs引入了更多的結(jié)構(gòu)和修飾，導致替代品的種類更趨繁雜多樣；同時，對于PFPEs等替代品的應(yīng)用和排放帶來的潛在生態(tài)和健康安全隱患，我們還沒有明確的認識，甚至缺乏足夠的重視。事實上，現(xiàn)有的部分毒理學數(shù)據(jù)已表明，包括6:2 Cl-PFESA、HFPO-TA和PFO4DA等在內(nèi)的PFPEs的毒性較PFOA和PFOS并未有明顯改觀，甚或體內(nèi)半衰期更長，毒性也更強。總之，PFPEs已成為環(huán)境健康領(lǐng)域需面對的新問題，當前需要借助更強有力的分析手段明確環(huán)境中PFPEs的類型和負荷；進一步強化PFPEs的生物體蓄積能力和環(huán)境健康危害的研究，尤其不能囿于傳統(tǒng)PFASs毒性認知范圍。通過完善PFPEs的環(huán)境行為和潛在健康風險信息，科學評估其管控舉措，積極探討環(huán)境友好型替代方式，才能從根本上改變類似對PFOS和PFOA等物質(zhì)“事后管控”的被動局面。