全氟化合物的生物降解研究進展

祖 蕾

(1.寶雞文理學院，陜西 寶雞 721013；2.寶雞文理學院 陜西省植物化學重點實驗室，陜西 寶雞 721013)

全氟化合物(perfluorinated compounds,PFCs)是一類氫原子全部被氟原子取代的直鏈或者支鏈碳氫化合物，由于其具有優良的化學穩定性、低的表面張力及疏水疏油性能，常被作為表面活性劑和保護劑廣泛應用于工業生產和生活消費等領域[1-2]。PFCs作為一類新興的有機污染物，其持久性、生物累積性和遠距離遷移性已被發現和證實[3-4]。近年來的毒理學研究表明，PFCs具有典型的肝細胞毒性[5-6]、神經毒性[7]、生殖毒性[8-9]、免疫毒性[7,10]、致癌性[11]等毒理效應，由此帶來的潛在生態風險已經超出人們預想。由于PFCs所含的氟原子具有很高的電負性和小的原子半徑，導致碳氟鍵(C-F)成為自然界鍵能最高的共價鍵之一而具有很強的熱穩定性和化學惰性[12]。因此，PFCs污染控制技術已成為環境領域的研究熱點之一[13]。

近年來，對PFCs進行脫氟降解的研究已取得了一定進展。從文獻報道來看，主要降解途徑包括氧化類降解、還原類降解和熱裂解[14-17]；但是從無害化處理、消除二次污染、污染地原位修復以及降解所需能耗等方面考慮，在實際應用中生物降解具有更突出的優勢。因此，作者從碳氟鍵斷裂機理出發，分析PFCs的3種生物降解機制，綜述PFCs生物降解的研究進展。

1 PFCs的生物降解機制

生物降解PFCs主要是利用微生物細胞中的一些酶，如還原脫鹵酶、加氧酶或過氧化物酶等對PFCs進行脫氟和氧化，從而將其徹底礦化[18-19]。眾所周知，PFCs生物降解的難點就是碳氟鍵的斷裂，斷裂碳氟鍵機制一般可分為：氧化脫氟、取代脫氟、還原脫氟，而分別涉及到的酶系主要有：單加氧酶、雙加氧酶、過氧化物酶，水解酶，還原脫鹵酶。

單加氧酶、雙加氧酶的作用方式都是典型的好氧降解，作用機制為：在氧氣存在下，將氧氣分子的1個或2個氧原子加到PFCs上，使PFCs被氧化，在原來氟原子的位點引入1個或2個羥基，這兩種酶的活性跟呼吸鏈遞氫有關，大多需要NADH或者NADPH的參與。過氧化物酶的作用機制也是一種典型的氧化降解，在一些介質存在的情況下能夠產生具有強氧化性的自由基，從而引發鏈式的自由基反應，使PFCs的氟原子逐一被脫去，但是過氧化物酶的作用往往都需要有共底物或介體的存在。

水解酶的降解產物跟單加氧酶很相似，都是在原來氟原子的位置引入羥基，但是羥基中的氧是來源于水而不是氧氣。水解酶的作用機制實際是酶作為親核試劑直接攻擊碳氟鍵導致了它的斷裂。

還原脫鹵酶跟以上幾種酶相比有一個明顯的不同：作用環境一般為厭氧。其作用機制也與以氧氣作為電子受體的氧化脫鹵不同，它可以PFCs作為電子受體接受從呼吸鏈傳遞的氫而實現還原脫鹵，所以最后得到的一般都是加氫還原的降解產物，很難發生徹底礦化。這類生物降解反應的關鍵在于需要合適的電子供體和受體。

2 PFCs的生物降解研究

PFCs的特殊結構導致的生物惰性使得它們很難被自然界的土著微生物徹底礦化，大多數的研究目前都只是停留在將PFCs轉化為全氟辛酸(PFOA)或全氟辛烷磺酸(PFOS)，并沒有完全脫氟降解[20]。降解生成PFOA和PFOS的氟調聚物也被稱為前體化合物[21]，具有代表性的就是氟調醇類(fluorotelomer alcohols，FTOHs)、氟調磺酸鹽類(fluorotelomer sulfonates，FTSAs)以及它們的衍生物等。

2.1 PFOA前體化合物的生物降解

對氟調醇類化合物的研究主要集中在8：2氟調醇CF3(CF2)7CH2CH2OH(8：2 FTOH)和6：2氟調醇CF3(CF2)5CH2CH2OH(6：2 FTOH)的生物降解方面。Dinglasan等[22]最早報道了利用微生物的混合培養物在好氧條件下降解8：2氟調醇,利用配置有電子捕獲檢測器的氣相色譜(GC/ECD)監測底物濃度的變化情況，揮發性和非揮發性的降解產物則分別采用氣相色譜-質譜聯用儀(GC-MS)和液相二級質譜儀(LC-MS/MS)進行分析。整個培養過程持續81 d，目標底物在第7 d就已降解了85%，降解半衰期約為0.2 d·mg-1。檢測到的降解產物有8：2氟調酸CF3(CF2)7CH2COOH(8：2 FTCA)、8：2不飽和氟調酸CF3(CF2)6CF=CHCOOH(8：2 FTUCA)、8：2氟調醛CF3(CF2)7CH2CHO(8：2 FTAL)以及具有高穩定性的PFOA，經過81 d的降解，PFOA的生成量約為3%。根據降解產物的生成情況推測生物降解的途徑為：目標底物在酶的作用下水解生成8：2氟調醛，然后很快繼續氧化為8：2氟調酸，最后經由β-氧化脫去1個氟原子生成8：2不飽和氟調酸及終產物PFOA。這是第一篇關于氟調醇類化合物能夠生物降解生成PFOA的文獻報道。

隨后，Wang等[23]利用14C標記的8：2氟調醇作為底物，研究了利用活性污泥在封閉體系好氧降解的底物和產物的質量平衡，發現有41%的底物被吸附在聚四氟乙烯的隔墊上，8：2氟調酸、8：2不飽和氟調酸和PFOA的生成量分別為27.0%、6.0%和2.1%；另外，還檢測到一個新的降解產物7：3 氟調酸CF3(CF2)6CH2CH2COOH(7：3 FTCA)，生成量為2.3%。該課題組在利用混合細菌培養體系對14C標記的8：2氟調醇降解90 d后發現，除了檢測到前面提到的幾種化合物外，還檢測到了新產物[24]：7：3不飽和氟調酸CF3(CF2)6CH=CHCOOH(7：3 FTUCA)、7：2仲氟調醇CF3(CF2)6CH(OH)CH3(7：2 sFTOH)、7：3不飽和氟調酰胺CF3(CF2)6CH=CHC(O)NH2和全氟己酸CF3(CF2)4COOH(PFHxA)，全氟己酸的生成量雖然很低，約為底物的1%左右，但也可以作為碳氟鍵發生斷裂的證據。該課題組還研究了有氧土壤中8：2氟調醇的降解，同樣利用了14C標記底物，與前2篇報道相比，該研究提出了更加完整的8：2氟調醇生物降解途徑，解釋了PFOA的產生過程：由于8：2氟調酸和8：2不飽和氟調酸α-C上缺乏質子，不能發生β-氧化直接生成PFOA，因此，PFOA的直接產生前體應該是7：2仲氟調醇，反應是經由單加氧酶催化的氧化過程。同時，該研究也檢測到了14CO2，表明部分底物可以被徹底礦化，提出了一碳單位去除的生物降解機制[25]。

生物降解氟調醇的研究除了采用活性污泥或者混合培養物之外，也有一些學者對純微生物的氟調醇降解能力進行了考察。Liu等[26]研究了土壤中的假單胞菌(Pseudomonassp.)對8：2氟調醇的降解，發現在加入輔助底物辛醇的情況下，2株假單胞菌對8：2氟調醇有明顯的降解，但由于菌株不能直接利用8：2氟調醇作為碳源來維持自身的生長代謝，因此，這2株菌株對8：2氟調醇的降解是依靠共代謝完成的。同樣檢測到了降解產物8：2氟調酸、8：2不飽和氟調酸、7：3氟調酸、7：3不飽和氟調酸、7：2仲氟調醇、全氟己酸和PFOA，除此之外，還有全氟庚酸CF3(CF2)5COOH(PFHpA)。

Kim等[27]利用已知的能夠降解烷烴的2株假單胞菌P.butanovora和P.oleovorans對8：2氟調醇進行降解，得到的降解產物和前面報道的基本相同，但是2株菌株的降解產物略有不同，在P.oleovorans培養物中檢測到了7：3氟調酸和7：3不飽和氟調酸，而在P.butanovora培養物中卻沒有檢測到，這說明不同細菌的降解路徑是不完全一樣的。

以上報道都是在好氧條件下的生物降解研究，而關于厭氧體系的研究則非常有限。Zhang等[28]以廢水處理廠的厭氧消化污泥作為培養物，對14C標記的8：2氟調醇的厭氧降解進行了考察，發現反應持續181 d，8：2氟調醇的降解半衰期約為145 d，降解速率較好氧降解相對緩慢。檢測到的降解產物種類與好氧降解基本相同，只是PFOA的生成量極低，約為0.3%。該研究推測，降解速率慢主要是受到8：2氟調酸轉化為7：2仲氟調醇這一步反應速率的限制；同時，由于PFOA的直接產生前體是7：2仲氟調醇，因此，相對于好氧降解，厭氧降解產物PFOA的生成量明顯較低。

對6：2氟調醇的生物降解研究也主要集中在利用活性污泥或混合培養物[29-30]或純微生物[31]等方面，降解方式也分為好氧降解[29-30,32]和厭氧降解[28]。對比6：2氟調醇與8：2氟調醇的生物降解發現，兩者在降解產物方面有相同之處：對于n：2氟調醇類，降解產物主要包括：n：2氟調醛、n：2氟調酸、n：2不飽和氟調酸、n：2仲氟調醇、n：2 ketone、(n-1)：3氟調酸、(n-1)：3不飽和氟調酸以及少2個碳的全氟羧酸如PFOA、全氟己酸、全氟戊酸CF3(CF2)3COOH(PFPeA)等。同時，6：2氟調醇的生物降解途徑與8：2氟調醇的也基本相似：首先，6：2氟調醇水解生成6：2氟調醛，6：2氟調醛很快繼續氧化生成6：2氟調酸，6：2氟調酸脫去1個氟原子生成6：2不飽和氟調酸，然后通過細胞色素P450酶等作用生成5：3仲氟調醇,最后再脫去1個碳生成全氟己酸。其中，5：3氟調酸與7：3氟調酸一樣，都是(n-1)：3不飽和氟調酸的穩定轉化產物，也是生物降解生成量較高的終產物之一。與8：2氟調醇的降解途徑不同的是，5：3仲氟調醇除了能脫1個碳生成全氟己酸之外，還能夠生成少2個碳的全氟戊酸,且全氟戊酸的生成量也較全氟己酸高，但是7：3仲氟調醇卻只能得到少1個碳原子的PFOA，這一現象目前還沒有得到很好的解釋。

2.2 PFOS前體化合物的生物降解

Yin等[35]對N-乙基全氟辛基磺酰胺(N-EtFOSA)的生物降解進行了研究，結果發現，N-EtFOSA只能在好氧條件下降解，產物主要為PFOS。N-EtFOSA生物降解生成PFOS的主要途徑為：N-EtFOSA先脫乙基生成全氟辛基磺酰胺(PFOSA)，PFOSA再脫氨基進一步轉化生成PFOS[36]。

2.3 PFOA和PFOS的生物降解

PFOA和PFOS的脫氟是PFCs能否被生物降解的關鍵，盡管有一些研究顯示PFOA在厭氧條件下很難生物降解[37-39]，但對這2個典型PFCs的相關研究并沒有被放棄，而且近年來也取得了令人振奮的成果：何海濤等[40]從土壤中馴化得到1株能降解PFOA的克雷伯氏桿菌及2株能降解PFOS的細菌，在降解產物中均檢測到了氟離子；謝毓等[41]以PFOS為唯一碳源從土壤中篩選出3種對PFOS有降解作用的細菌，分別屬于鞘脂菌屬、中華根瘤菌屬和蒼白桿菌屬，但遺憾的是降解率較低，只有18.4%；Kwon等[42]從廢水處理廠的污泥中分離篩選出1株銅綠假單胞菌(Pseudomonasaeruginosa)HJ4,對PFOS顯示出一定的降解能力，降解48 h后PFOS(1 400～1 800 μg·L-1)的降解率可達67%；Chetverikov等[43]篩選出1株香魚假單胞菌(Pseudomonasplecoglossicida)2.4-D，可將PFOS轉化成全氟庚酸，降解6 d后PFOS的降解率可達75%；盡管Liou等[38]研究發現PFOA在厭氧條件下是生物惰性的，但他們在研究PFOA與三氯乙烯厭氧共代謝時也發現了PFOA總量的下降；Yi等[44]通過馴化篩選出1株副黃假單胞菌(Pseudomonasparafulva)，對PFOA的降解率可達48.1%；Colosi等[45]研究發現，利用辣根過氧化物酶(HRP)以4-甲氧基苯酚為共代謝物的條件下，發生Kolbe脫羧，最終可使碳氟鍵斷裂而使PFOA脫氟降解；無獨有偶，Luo等[46]也發現，漆酶以1-羥基苯并三氮唑為介質的條件下，利用自由基的氧化作用，通過Kolbe脫羧循環，逐漸脫去氟原子，最終可將PFOA徹底生物礦化生成CO2；最近的一篇報道[47]發現，1株放線菌Acidimicrobiumsp.strain A6在PFOA或者PFOS存在下，可以將銨氧化為亞硝酸鹽，同時還原三價鐵，在以氫作為電子供體的過程中，PFOA或PFOS逐漸脫去氟原子，100 d的降解率可達60%。

3 結語

PFCs雖然顯示出一定的生物惰性，但相關報道研究的條件均為厭氧降解，因此并不能完全否定其被生物降解的潛力，同時最近也有文獻報道在有氧氣存在的情況下它們能夠被生物脫氟。目前，對于PFCs生物降解的研究還是非常有限的：利用微生物菌株的降解僅限于對菌種和降解率的報道，沒有涉及降解機理的闡明；雖然有利用過氧化物酶發生自由基反應的機制報道，但是對于這種機制是否具有普遍適用性還是有其特定的適用范圍，或者生物降解是否還存在其它機制等很多關鍵問題還并不清楚；此外，無論是PFOA還是PFOS的降解率都太低，相比其它方法很難突出生物降解的優勢。因此，在前人研究的基礎上，如何從機制上進一步闡明PFCs的生物可降解性，以及提高其生物降解率將會是后續研究需要重點解決的問題。