郭萌萌，譚志軍，吳海燕，鄭關(guān)超，付樹林，彭吉星，李風(fēng)鈴，翟毓秀

(國(guó)家水產(chǎn)品質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)中心，中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院黃海水產(chǎn)研究所，山東 青島 266071)

全氟羧酸(perfluorocarboxylic acids, PFCAs)是全氟烷基物質(zhì)的一類主要代表性化合物，其分子結(jié)構(gòu)由氟化碳鏈[F(CF2)x]和羧酸基團(tuán)(-COO-)組成。因全氟烷基物質(zhì)特有的C-F鍵具有很高的化學(xué)鍵能(約110 kcal/mol)，使PFCAs具有持久性、難降解性及生物富集性，可隨食物鏈富集和放大到相當(dāng)高的濃度，并有遠(yuǎn)距離傳輸能力[1]。毒理學(xué)研究表明，PFCAs毒性主要表現(xiàn)在肝臟毒性、免疫毒性、生殖和發(fā)育毒性、內(nèi)分泌干擾以及潛在的致癌性[2-4]。PFCAs目前已在大氣[5-6]、水體[7-8]、生物體[9-10]、血液[11]、家居用品和消費(fèi)品[12]中被廣泛檢出。全氟辛酸(perfluorooctanoate，PFOA)是環(huán)境中分布最廣泛的PFCAs，也是環(huán)境中多種全氟烷基物質(zhì)的最終轉(zhuǎn)化產(chǎn)物[13]。鑒于PFCAs存在的廣泛性以及引起的生態(tài)毒理效應(yīng)，國(guó)際上許多組織限制了以PFOA為代表的全氟羧酸的生產(chǎn)和使用。2006年，美國(guó)環(huán)境保護(hù)署(Environmental Protection Agency，EPA)出臺(tái)了致力于消除PFOA的管理方案[14]；2012年，國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)(International Agency for Research on Cancer，IARC)將PFOA列為2B類致癌物質(zhì)[15]；2013年，歐洲化學(xué)品管理局將PFOA列為第9批高度關(guān)注物質(zhì)(substances of very high concern，SVHC)[16]；2015年，EPA重申“PFOA管理計(jì)劃”，3M公司和杜邦公司為響應(yīng)此計(jì)劃已開始向生產(chǎn)碳鏈更短的全氟丁基、全氟己基類化合物轉(zhuǎn)變[17]。而中國(guó)對(duì)PFCAs的研究尚處于起步階段，隨著工業(yè)的快速發(fā)展，很多PFCAs作為表面活性劑、乳化劑等在行業(yè)中大量使用，但是尚未出臺(tái)相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)和規(guī)范限制PFCAs的使用。

研究表明，食品是非職業(yè)性暴露人群最重要的PFCAs攝入來源[18]，針對(duì)PFCAs特別是PFOA引起的潛在健康問題，許多研究機(jī)構(gòu)均提出食品中PFOA的每日耐受量(tolerable daily intake，TDI)。德國(guó)聯(lián)邦風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究所、歐盟食品安全局和英國(guó)食品、化妝品及環(huán)境中化學(xué)毒品委員會(huì)分別提出PFOA的TDI為100、1 500和3 000 ng/(kg·d)[19]；美國(guó)EPA提出飲用水中PFOA健康建議值為400 ng/L[20]；中國(guó)研究人員對(duì)全國(guó)重點(diǎn)城市飲用水中的PFOA進(jìn)行評(píng)估，建議國(guó)內(nèi)飲用水中PFOA的基準(zhǔn)值為109 ng/L[21]，這一基準(zhǔn)值低于美國(guó)EPA制定的飲用水中PFOA標(biāo)準(zhǔn)建議值。

PFCAs在環(huán)境中的來源主要為工業(yè)生產(chǎn)中直接釋放、商業(yè)材料殘留的原料或雜質(zhì)以及由其前體物質(zhì)的生物或非生物轉(zhuǎn)化而來。其中，前體物質(zhì)的轉(zhuǎn)化尤其受到關(guān)注。從1975年到2014年，據(jù)估算約有6～130 t的 PFCAs 由其前體物質(zhì)轉(zhuǎn)化生成[15]。PFCAs前體物質(zhì)的轉(zhuǎn)化是環(huán)境和生物體中PFCAs的重要間接來源，并在微生物[22-23]、土壤[24-25]、大鼠和小鼠[26-27]以及魚類[28-29]體內(nèi)的生物轉(zhuǎn)化實(shí)驗(yàn)中得到證實(shí)?；赑FCAs及其前體物質(zhì)的潛在危害，文章主要針對(duì)該類化合物的環(huán)境分布、毒性以及生物轉(zhuǎn)化方面的研究進(jìn)行概述，為生物體內(nèi)尤其是水生生物體內(nèi)PFCAs的源解析、污染特征及生物轉(zhuǎn)化機(jī)制的相關(guān)研究提供參考和依據(jù)。

1 全氟羧酸類及其前體物質(zhì)

全氟羧酸類前體物質(zhì)是指在工業(yè)生產(chǎn)中產(chǎn)生，能夠經(jīng)過降解或轉(zhuǎn)化最終形成PFCAs的一類物質(zhì)，化學(xué)結(jié)構(gòu)由偶數(shù)個(gè)氟化碳[F(CF2)2n]和連接的官能團(tuán)形成，主要用于油漆、黏合劑和石蠟等商品以及聚合物的合成等[30]。根據(jù)官能團(tuán)的不同，可以分為以下幾類：氟調(diào)聚醇類(fluorotelomer alcohol，F(xiàn)TOHs)、氟調(diào)聚烯烴類(fluorotelomer olefins，F(xiàn)TOs)、多氟碘烷類(fluorotelomer iodide，F(xiàn)TIs)、氟調(diào)聚丙烯酸酯(fluorotelomer acrylate，F(xiàn)TACs)、多氟烷基磷酸酯(polyfluoroalkyl phosphate，PAPs)和其他的官能團(tuán)類。FTOHs和FTIs是各類表面活性劑、整理劑等氟化產(chǎn)品的工業(yè)原料和重要中間體；FTACs單體可以生成FTOHs；PAPs作為表面活性劑，多用于食品包裝和家居用品中的防水、防油材料等[31]。表1列出了PFCAs及其主要前體物質(zhì)的名稱、英文縮寫和化學(xué)結(jié)構(gòu)式。

2002年以后，工業(yè)上主要通過調(diào)聚合成法生產(chǎn)PFCAs，生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的氟調(diào)聚物大約是5 000～6 000 t，在氟調(diào)聚產(chǎn)品中有100 t的FTOHs存在[15]，但和氟調(diào)聚物相比，PFCAs的產(chǎn)量并不高。FTOHs等前體物質(zhì)可通過空氣氧化[8]和生物代謝、水解[32]最終生成PFCAs，這些前體物質(zhì)的遠(yuǎn)距離傳輸性、在環(huán)境和生物體中的轉(zhuǎn)化以及PFCAs特殊的物理化學(xué)特性是造成PFCAs全球性分布的主要原因。和PFCAs的直接釋放相比，工業(yè)產(chǎn)品及環(huán)境中殘留的FTOHs等前體物質(zhì)已成為人體和生物體內(nèi)PFCAs的重要來源[33-34]，為此前體物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化研究已開始得到廣泛關(guān)注。目前大部分的研究主要集中在8:2 FTOH的生物轉(zhuǎn)化上，但是由于長(zhǎng)鏈(C≥8)PFCAs的生物毒性、潛在的危害性以及一些限制條例的頒布，已有少部分研究開始轉(zhuǎn)向短鏈前體物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化過程。

2 全氟羧酸及其前體物質(zhì)的環(huán)境分布

2.1 污染來源

環(huán)境中全氟羧酸類前體物質(zhì)的來源主要是工業(yè)及消費(fèi)品的應(yīng)用[32]以及熱介導(dǎo)聚合物材料的降解[35]。Prevedouros等[13]估測(cè)每年大約有100 t的FTOHs和FTOs從氟聚合物廢棄品中釋放出來。FTOHs這類前體物質(zhì)具有揮發(fā)性，多項(xiàng)研究報(bào)道了空氣中FTOHs的廣泛存在[36-37]，在辦公和家庭環(huán)境的室內(nèi)空氣及灰塵中常檢出FTOHs[13, 38]，其中8:2 FTOH的質(zhì)量濃度高達(dá)28 900 pg/m3，為主要FTOHs物質(zhì)，其次是10:2 FTOH和6:2 FTOH；且室內(nèi)空氣中FTOHs濃度普遍高于室外空氣中FTOHs濃度[37]，有研究指出家具、地毯和織物可能是室內(nèi)FTOHs的主要來源[39]。

PFCAs來源主要分為兩類，一類在工業(yè)生產(chǎn)中以酸、陰離子和銨鹽的形式釋放到環(huán)境中，包括商業(yè)材料中 PFCAs的使用以及生產(chǎn) PFCAs 過程中殘留的原料或雜質(zhì)；另一類則作為間接來源，由前體物質(zhì)經(jīng)過大氣反應(yīng)或生物轉(zhuǎn)化而來。有研究表明，大氣中FTOHs被氧化形成PFCAs約需要20 d 的時(shí)間[31]，并可在大氣中遠(yuǎn)距離傳播，從而使PFCAs的污染擴(kuò)散至世界各地；食品包裝防護(hù)用紙中的PAPs類前體物質(zhì)可在小鼠[26]，污水[12]和土壤[40]中轉(zhuǎn)變成 PFCAs 類化合物。

2.2 環(huán)境分布特征

在各類環(huán)境介質(zhì)中，水環(huán)境是PFCAs存在的重要媒介，PFCAs可隨洋流遷移至世界各地。PFCAs及其前體物質(zhì)在淡水[9, 41]、沿海地區(qū)[42-43]、海洋[44-45]和地下水[46]、飲用水[47]及污水[48-49]中都有檢出。美國(guó)EPA提出的飲用水中PFOA的健康建議值為400 ng/L[20]，而幾乎所有被污染的水體都超過此含量。污水處理廠通常是PFCAs的來源和歸趨所在，在污水處理廠的污水和活性污泥中，偶數(shù)碳PFCAs濃度明顯高于奇數(shù)碳PFCAs濃度[48]，這可能是由于微生物系統(tǒng)能夠較多的利用偶數(shù)碳氟調(diào)聚物來進(jìn)行生物轉(zhuǎn)化，生成相應(yīng)的PFCAs。同時(shí)在污泥和排出物中也檢測(cè)到FTCAs和FTUCAs的存在[50-51]，這兩種物質(zhì)是氟調(diào)聚物降解成PFCAs過程中重要的中間代謝產(chǎn)物，還有一些其他前體物質(zhì)(diPAPs，F(xiàn)TSAs)的存在[52]。在開放性海域中，PFCAs質(zhì)量濃度很低，一般在pg/L水平，但是靠近陸地沿岸的海域中PFCAs含量明顯升高，達(dá)到ng/L含量水平，如大連海域、南海海域以及香港海域的PFOA質(zhì)量濃度范圍分別是0.17～37.55 ng/L，0.160～0.420 ng/L和 0.73～5.5 ng/L[53]。同時(shí)，生產(chǎn)、消費(fèi)和排放結(jié)構(gòu)的不同也可能引起水體中PFCAs的組成分布差異[54]，如在北方城市地表水的PFCAs調(diào)查中發(fā)現(xiàn)，經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)地表水中的PFOA含量明顯高于經(jīng)濟(jì)欠發(fā)達(dá)地區(qū)，說明工業(yè)活動(dòng)能引入更多的PFCAs污染[55]。Labadie等[56]通過分析PFCAs在水體、沉積物和魚類之間的分配行為，獲得了確切的生物濃縮系數(shù)，對(duì)于建立“水體-魚類”的PFCAs濃度預(yù)測(cè)模型十分重要。

表1 PFCAs及其前體物質(zhì)的常用名、縮寫和化學(xué)式Tab.1 Common names, acronyms, and chemical formulas of PFCAs and their precursors

水生生物受水環(huán)境的影響，通過被動(dòng)擴(kuò)散和捕食作用吸收PFCAs，從而使PFACs多在水生生物中累積并檢出，并通過生物富集沿著食物鏈的傳遞造成生物放大。在包含白鯨(Delphinapterusleucas)、獨(dú)角鯨(Monodonmonoceros)、海象(Odobenusrosmarus)、深海紅魚(Sebastesmentella)、北極鷗(Larushyperboreus)、三趾鷗(Rissatridactyla)、北極鱈(Boreogadussaida)、北方長(zhǎng)額蝦(Pandalusborealis)和蛤蜊(Myatruncata)的北極生物食物網(wǎng)中，PFOA的檢出濃度為ng/kg級(jí)別，且處在食物鏈上層的動(dòng)物生物積累趨勢(shì)更加明顯，而這種生物富集作用可以通過個(gè)體之間的直接捕食來進(jìn)行[57]；地中海區(qū)域的馬鯖魚肉中PFOA含量為172 μg/kg，大型蝎子魚肉中PFOA含量為110 μg/kg，而歐洲鰻鱺肝臟中PFOA含量高達(dá)431 μg/kg[58]；在捷克拉貝河上游流域的魚肉樣品中，C9～C14的PFACs檢出率達(dá)100%，其中PFDA的含量水平較高，最高含量為22.0 μg/kg[59]；中國(guó)環(huán)渤海灣沿岸蛤蜊中PFOA的檢出率達(dá)72%，其中最高含量水平為111 μg/kg，是最主要的PFCAs污染物[60]。

2.3 對(duì)人體的暴露途徑

空氣及灰塵吸入，飲用水和膳食攝入是人體暴露于PFCAs污染的3種最主要途徑。夏慧等[61]指出室內(nèi)灰塵中PFOA的檢出率高達(dá)100%，且其濃度可能與室內(nèi)灰塵顆粒大小有一定關(guān)系[62]。由于PFCAs特殊的疏水、疏油特性，當(dāng)進(jìn)入人體后，并不在脂肪組織中富集，而是與蛋白發(fā)生鍵合進(jìn)入到血液以及肝臟、腎臟和肌肉等組織中，呈現(xiàn)明顯的生物富集性。人類血液中PFCAs含量一般在μg/L水平，德國(guó)環(huán)境局監(jiān)測(cè)委員會(huì)提出全人群PFOA的血漿參考水平為10 μg/L；美國(guó)紅十字會(huì)數(shù)據(jù)顯示[63]，從2000—2006年，血液中PFOA含量下降了27%，而相對(duì)較長(zhǎng)碳鏈的PFNA以及PFDA含量分別上升70%和112%。在中國(guó)沈陽(yáng)非職業(yè)人群血清中PFOA濃度明顯高于美國(guó)和日本人的血清濃度，可能與沈陽(yáng)地區(qū)較頻繁的工業(yè)活動(dòng)有關(guān)[64]。長(zhǎng)時(shí)間暴露于8:2 FTOH人群血液中的PFOA濃度是普通人的45倍，說明8:2 FTOH在人體中可以明顯地向PFOA轉(zhuǎn)化[65]。PFOA(43.8 pg/L)和PFOS(131 pg/mL)是母乳樣品中存在的主要污染物，且初次哺乳母親的母乳中PFOA濃度遠(yuǎn)高于已有哺乳經(jīng)歷母親的母乳中PFOA濃度，PFCAs可能對(duì)母乳喂養(yǎng)的嬰兒造成潛在的風(fēng)險(xiǎn)[66]。在以食魚為主食的兒童和孕婦中，研究發(fā)現(xiàn)每天食用一餐鯨魚肉可以使人體血清中PFNA增加50%[67]。同時(shí)調(diào)查結(jié)果也顯示，膳食攝入是人體受PFCAs暴露的最主要途徑，隨后按暴露濃度貢獻(xiàn)大小依次為：住宅粉塵>消費(fèi)產(chǎn)品>飲用水>室內(nèi)空氣>室外空氣。

小蟲不懂那段錄音有多大威力，但姑父這么說，說明錄音對(duì)姑父很重要，對(duì)姑媽對(duì)自己都很重要。小蟲說，找楊律師幫你呢。姑父搖搖頭，現(xiàn)在誰(shuí)也幫不了我。小蟲說姑父，我?guī)湍阋劁浺舭?。姑父就等小蟲這句話了，點(diǎn)點(diǎn)頭說，那女人很狡猾，我怕你對(duì)付不了她。小蟲打了個(gè)酒嗝，酒勁又上來了，一拳砸在桌上，兩個(gè)酒杯都震倒了。小蟲說一個(gè)女人我都對(duì)付不了，我在凌州還怎么混？

3 全氟羧酸及其前體物質(zhì)的毒性研究

全氟羧酸及其前體物質(zhì)的毒性作用非常廣泛，以PFOA及其前體物質(zhì)對(duì)嚙齒類動(dòng)物的毒性研究為主，其毒性主要表現(xiàn)為急性毒性[68]、生殖毒性[69]、發(fā)育毒性[70]、神經(jīng)毒性和遺傳毒性[71]。這些毒性效應(yīng)最終在機(jī)體中表現(xiàn)為體重下降，肝細(xì)胞增殖肥大，血清膽固醇降低，肝臟脂質(zhì)中脂肪酸組成改變，引起甲狀腺激素水平異常以及新生兒死亡率升高等。

由于PFCAs結(jié)構(gòu)的特殊性，其生物蓄積規(guī)律與其他持久性有機(jī)污染物不同。在進(jìn)入生物體后，首先與蛋白質(zhì)結(jié)合，如肝臟型脂肪酸結(jié)合蛋白(liver fatty acid binding protein, L-FABP)和血漿中的白蛋白與脂蛋白[72]。PFCAs在機(jī)體內(nèi)通過蛋白結(jié)合的方式，主要對(duì)肝臟造成損傷，其次對(duì)腎臟、胰腺、胸腺、脾和甲狀腺等組織也有影響[71]。

3.1 肝臟毒性

PFCAs對(duì)肝臟的毒性效應(yīng)主要體現(xiàn)在以下幾個(gè)方面：通過與L-FABP結(jié)合，與脂肪酸及其他配體的結(jié)合位點(diǎn)形成競(jìng)爭(zhēng)，影響脂肪酸的轉(zhuǎn)移和代謝，引發(fā)肝臟損害[72]；能夠與過氧化物酶體增殖物激活受體α(peroxisome proliferator activated receptors，PPAR-α)結(jié)合，從而引起過氧化物酶體增生，而PPAR-α的過度表達(dá)與肝癌的發(fā)生密切相關(guān)[73]；同時(shí)，PFCAs與機(jī)體的抗氧化損傷有密切關(guān)系，引起肝臟氧化應(yīng)激增強(qiáng)，誘發(fā)脂質(zhì)過氧化(lipid peroxidation，LPO)，導(dǎo)致谷胱甘肽過氧化物酶(glutathione peroxidase，GSH-Px)、超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)及肝細(xì)胞色素氧化酶等活性下降[74]，進(jìn)一步誘發(fā)肝癌。在8:2 FTOH暴露實(shí)驗(yàn)中，8:2 FTOH能引起小鼠肝臟中過氧化物酶酰基-Co-A酶活性增加及肝細(xì)胞增殖，其暴露濃度越高，生成PFOA濃度越高，該酶活力達(dá)到最高值的時(shí)間越短[75]。

3.2 生殖毒性

PFCAs生殖毒性實(shí)驗(yàn)表明，PFOA可提高血液中雌二醇水平，降低睪酮水平，致使睪丸癌的轉(zhuǎn)化生長(zhǎng)因子α水平升高[76]，可能與PFOA能提高谷胱甘肽轉(zhuǎn)移酶、GSH-Px、環(huán)氧化物水解酶等睪丸代謝酶的活性有關(guān)[76]。同時(shí)還可能導(dǎo)致仔鼠性成熟延遲，前列腺萎縮、睪丸及精囊腺尺寸增大；此外，F(xiàn)TOHs等前體物質(zhì)還具有雌激素效應(yīng)。

3.3 發(fā)育毒性

PFCAs及其前體物質(zhì)的發(fā)育毒性實(shí)驗(yàn)中，在500 mg/(kg·d) 8:2 FTOH的暴露下，能夠引發(fā)小鼠胎兒顱骨骨化延遲而導(dǎo)致胎兒骨骼發(fā)育異常，而在200 mg/(kg·d)暴露時(shí)沒有明顯變化[77]；高劑量的PFOA還有可能引起新生鼠仔死亡[78]以及在斑馬魚胚胎發(fā)育過程中對(duì)神經(jīng)系統(tǒng)造成損傷[79]；流行病學(xué)研究表明PFOA經(jīng)過產(chǎn)前暴露和胎盤傳播后，與新生兒的體重和身高下降有一定關(guān)系[80]。

3.4 遺傳毒性

在遺傳毒性方面，將50～400 μmol/LPFOA暴露于HepG2細(xì)胞1 h后，DNA斷裂水平明顯增加，在提高作用劑量和作用時(shí)間后，細(xì)胞內(nèi)8-羥基脫氧鳥苷(8-OHdG)明顯增加，24 h后細(xì)胞微核率明顯增加；在對(duì)PFOA暴露組的大鼠肝臟RNA提取液進(jìn)行分析后，與對(duì)照組相比，PFOA組有超過500個(gè)基因表達(dá)異常，與脂類轉(zhuǎn)運(yùn)和代謝相關(guān)基因簇的表達(dá)增強(qiáng)最為明顯，特別是參與脂肪酸調(diào)節(jié)的基因，而參與細(xì)胞凋亡激素調(diào)節(jié)等則呈顯著的抑制[81]。

3.5 其他毒性研究

關(guān)于碳鏈長(zhǎng)度對(duì)于毒性的影響研究表明，當(dāng)分子的直徑小于1.5 nm時(shí)，即碳鏈數(shù)目小于12時(shí)，隨著碳鏈和疏水性的增加，PFCAs的生物毒性逐漸增強(qiáng)；當(dāng)分子直徑大于1.5 nm時(shí)(如C14～C18PFCAs)，由于細(xì)胞膜對(duì)于分子大小耐受性的原因，從而影響其擴(kuò)散，隨著碳鏈長(zhǎng)度和疏水性增加，生物毒性逐漸下降[82]。PFBA 的暴露實(shí)驗(yàn)也證明其生物毒性小于 PFOA，能夠引起微弱的肝臟增大以及PPAR-α 受體激活[83]。

全氟羧酸及其前體物質(zhì)對(duì)于水生生物的毒理學(xué)研究較少。在3種淡水魚不同鏈長(zhǎng)的FTCAs和FTUCAs的急性、慢性染毒實(shí)驗(yàn)中，F(xiàn)TCAs、FTUCAs和PFCAs表現(xiàn)出的生物毒性依次為：FTCAs>FTUCAs>PFCAs。FTCA和FTUCAs引起半數(shù)致死的濃度閾值比PFCAs要低1～4倍，這也說明了PFCAs前體物質(zhì)比PFCAs的毒性更強(qiáng)[84]，F(xiàn)TUCAs和FTUALs還可以與生物體內(nèi)親核基團(tuán)(如氨基酸、谷胱甘肽和蛋白質(zhì)等)偶聯(lián)，在鼠肝微粒體[85]中檢測(cè)到對(duì)應(yīng)的蛋白偶聯(lián)，可能會(huì)干擾蛋白的正常功能。人肝上皮細(xì)胞(THLE-2)的生存力實(shí)驗(yàn)[5]表明，PFCAs及其前體物質(zhì)的毒性大小順序?yàn)椋篎TUALs ≥ FTALs >FTUCAs ≥FTCAs > PFCAs，即氟調(diào)聚醛類表現(xiàn)出最強(qiáng)的細(xì)胞毒性。

4 全氟羧酸類前體物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化

全氟羧酸類化合物的前體物質(zhì)在環(huán)境中廣泛存在，在大氣、土壤以及生物體中都可以轉(zhuǎn)化成半衰期更長(zhǎng)、穩(wěn)定性較好的PFCAs，從而對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅。能夠進(jìn)行生物轉(zhuǎn)化的PFCAs前體物質(zhì)主要有FTOHs，F(xiàn)TIs，F(xiàn)TACs，PAPs和FTSAs等。由于其他前體物質(zhì)轉(zhuǎn)化率低、半衰期較長(zhǎng)以及缺少相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)品無(wú)法確定具體的產(chǎn)物和轉(zhuǎn)化途徑等原因，已有研究主要集中于氟調(diào)聚醇(FTOHs)、氟調(diào)聚丙烯酸酯(FTACs)和氟調(diào)聚酸(FTCAs)等氟調(diào)聚化合物在微生物、鼠類、魚類和人體內(nèi)的生物轉(zhuǎn)化途徑，且以FTOHs為主。

4.1 氟調(diào)聚醇類(FTOHs)的生物轉(zhuǎn)化研究

4.1.1 8:2 FTOH在微生物系統(tǒng)中的生物轉(zhuǎn)化

8:2 FTOH首先在乙醇脫氫酶作用下生成8:2 FTAL，隨后在乙醛脫氫酶或細(xì)胞色素P450酶作用下生成8:2 FTCA，8:2 FTCA脫去-HF生成8:2 FTUCA[86]。在8:2 FTOHs生物轉(zhuǎn)化過程中，8:2 FTUCA是轉(zhuǎn)化過程中重要的分支點(diǎn)，以能夠降解烷烴的菌株(Pseudomonasbutanovora和P.oleovorans)為例，Kim等[87]提出8:2 FTUCA可能有兩條去路：1)8:2 FTUCA轉(zhuǎn)化生成8:2 ketone，隨后生成7:2 sFTOH，最終形成PFOA；2)8:2 FTUCA轉(zhuǎn)化為7:3 FTUCA，隨后形成7:3 FTCA和PFHxA。7:2 sFTOH在多個(gè)轉(zhuǎn)化實(shí)驗(yàn)[86, 88-89]中被認(rèn)為是PFOA的直接前體物質(zhì)，7:2 sFTOH可能通過單加氧酶的介導(dǎo)生成PFOA[86]。另外，7:2 sFTOH可以被氧化為7:2 ketone，脫氟生成3-H-7:2 ketone，最后形成2H-PFOA[88]。而8:2 FTUCA形成PFHxA的酶催化機(jī)理目前尚不清楚，可能是一系列的脂肪酸異構(gòu)酶參與反應(yīng)能夠使8:2 FTUCA和7:3 FTUCA的α(C2)和β(C3)之間的雙鍵變成C3-C4和C4-C5位置，產(chǎn)生多種中間代謝產(chǎn)物，最終產(chǎn)生PFHxA[86]。而在厭氧環(huán)境中PFOA的產(chǎn)量很低，可能與8:2 FTCA→7:2 sFTOH的轉(zhuǎn)化率低有關(guān)[86, 89]。在微生物系統(tǒng)中，并沒有發(fā)現(xiàn)PFNA的生成[88]，表明微生物系統(tǒng)中8:2 FTCA的α氧化并沒有發(fā)生。

4.1.2 8:2 FTOH在鼠體內(nèi)的生物轉(zhuǎn)化

Hagen等[32]首次利用19F NMR和GC檢測(cè)到8:2 FTOH暴露的大鼠體內(nèi)有8:2 FTCA，8:2 FTUCA和PFOA生成。此后發(fā)現(xiàn)，8:2 FTOH在鼠類代謝途徑與微生物中基本一致。不同的是，8:2 FTCA可以通過α-氧化形成PFNA[32]，濃度比PFOA低約10倍。而且，除在小鼠肝細(xì)胞中分離出O-葡糖苷酸和O-硫酸鹽等共軛代謝物[90]外，還發(fā)現(xiàn)8:2 FTUCA和8:2 FTUAL可以與谷胱甘肽(GSH)結(jié)合形成共軛物GSH-FTUCA和GSH-FTUAL，而這些共軛產(chǎn)物的形成可能與實(shí)驗(yàn)中較低的質(zhì)量平衡有關(guān)[91]。肝細(xì)胞的體外實(shí)驗(yàn)[85]表明，在8:2 FTOH暴露實(shí)驗(yàn)中，7:3 FTCA和8:2 FTCA是主要的代謝產(chǎn)物，而7:3 FTCA可能是由7:3 FTUAL[86]和7:3 FTUCA[85]形成的。Fasano等[86]研究了8:2 FTOH在雌鼠和雄鼠中的代謝途徑發(fā)現(xiàn)，雌性鼠中含有更高濃度的8:2 FTOH及其中間產(chǎn)物如8:2 FTCA，8:2 FTUCA，7:3 FTCA和7:3 FTUCA等，然而，雄性鼠中最終代謝產(chǎn)物PFNA、PFOA和PFHpA的濃度更高。

4.1.3 8:2 FTOH在魚體內(nèi)的生物轉(zhuǎn)化

Butt等[29]通過在虹鱒中口服暴露8:2 FTOH的方式檢測(cè)到代謝過程中3種中間代謝產(chǎn)物，分別為8:2 FTCA，8:2 FTUCA和7:3 FTCA。而在8:2 FTCA和8:2 FTUCA的暴露實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)二者均可以生成7:3 FTCA，但是7:3 FTCA暴露實(shí)驗(yàn)中并沒有生成PFOA，而是生成了7:3 FTUCA和PFHpA[29]，從而證明了在早期研究中[27]提出的7:3 FTCA可以通過β-氧化形成PFOA的說法是錯(cuò)誤的，同時(shí)提出了8:2 FTOH在虹鱒體內(nèi)的代謝路徑(圖1)。其中，8:2 FTCA的生物轉(zhuǎn)化途徑之一為8:2 FTCA→8:2 FTUCA→7:3β-酮酸→7:2 ketone→PFOA的類β-氧化途徑。此外，還包括一些其他途徑：1)8:2 FTAL能夠被氧化為8:2 FTUAL，形成谷胱甘肽共聚物GSH-FTUAL或者經(jīng)過進(jìn)一步生物氧化形成7:3β-酮酸，最后形成PFOA或者7:2 sFTOH；2)8:2 FTCA也能經(jīng)過α-氧化形成PFNA；3)7:3β-酮酸也可通過參與β-氧化路徑直接形成PFOA；4) 7:3 FTCA能生成PFHpA，可能是通過形成7:3 FTUCA的方式。不同組織中不同代謝產(chǎn)物消除半衰期存在差異，這可能是由于虹鱒不同組織代謝速率不同引起的。

4.1.4 6:2 FTOH的生物轉(zhuǎn)化研究

近年來，由于國(guó)際上對(duì)長(zhǎng)鏈(C≥8)PFCAs的一些限制條例的頒布，部分工廠開始停止生產(chǎn)PFOA和可能轉(zhuǎn)化為PFOA的前體物質(zhì)，部分研究人員也將研究興趣逐漸轉(zhuǎn)向短鏈全氟調(diào)聚物(6:2 FTOH)[91-93]。因此，有必要研究短鏈全氟調(diào)聚物6:2 FTOH的生物轉(zhuǎn)化和降解途徑，以和8:2 FTOH進(jìn)行比較。

Liu等[25]研究了6:2 FTOH在混合微生物菌群和好氧土壤中的生物轉(zhuǎn)化，周期分別為90 d和180 d。6:2 FTOH能夠迅速地在微生物菌群和土壤中降解，半衰期分別為1.3 d和1.6 d。在混合微生物菌群中，第90天的主要代謝物為6:2 FTUCA(23%)和5:2 sFTOH(16%)；微量代謝物包括6:2 FTCA(6%)，5:3 FTCA(6%)和PFHxA(5%)以及一些痕量代謝物PFPeA(<0.5%)。與微生物菌群不一樣的是，在好氧土壤中的主要代謝物為PFPeA(30%)和5:3 FTCA(15%)；微量代謝物包括PFHxA(8%)，5:2 sFTOH(7%)，PFBA(2%)和痕量的4:3 FTCA(1%)。同時(shí)，8:2 FTOH和6:2 FTOH在土壤中生物轉(zhuǎn)化過程中有差異，8:2 FTOH降解的主要產(chǎn)物是PFOA(40%)，而6:2 FTOH的主要代謝產(chǎn)物是PFPeA(30%)。研究最終提出了6:2 FTOH的生物轉(zhuǎn)化途徑，起始步驟和8:2 FTOH類似，6:2 FTOH被氧化為6:2 FTAL，隨后被氧化為6:2 FTCA，再形成6:2 FTUCA。6:2 FTUCA有兩條轉(zhuǎn)化途徑：其中一條最主要的途徑為6:2 FTUCA>5:2 ketone>5:2 sFTOH>PFHxA+PFPeA；另外一條是6:2 FTUCA形成5:3 FTCA后，通過水合作用形成3-OH-5:3FTCA，最終形成PFBA以及5:3不飽和酰胺。

圖1 8:2 FTOH在虹鱒體內(nèi)的生物轉(zhuǎn)化途徑[29]“8:2 FTOH Precursors” 指能夠形成8:2 FTOH的氟調(diào)聚類化合物。Fig.1 8:2 FTOH biotransformation pathway in rainbow trout [29]“8:2 FTOH Precursors” refers to fluorotelomer-based compounds that degrade to the 8:2 FTOH.

Zhao等[91]研究了河流沉積物中6:2 FTOH的生物轉(zhuǎn)化，PFCAs的摩爾產(chǎn)量分別為10.4%(PFPeA)，8.4%(PFHxA)和1.5%(PFBA)。結(jié)合此前土壤中6:2 FTOH生物轉(zhuǎn)化研究[25]，作者提出6:2 FTOH的生物轉(zhuǎn)化過程，和前面提出的轉(zhuǎn)化途徑類似，重要的分支點(diǎn)在6:2 FTUCA，最終可以轉(zhuǎn)化成4:3 FTCA和5:3 FTCA或PFCAs(PFBA，PFPeA，PFHxA)。而且，5:2 sFTOH被認(rèn)為是PFPeA和PFHxA的直接前體物質(zhì)。

Martin等[90]研究了6:2 FTOH 在大鼠離體肝細(xì)胞中的代謝產(chǎn)物和代謝途徑，但并未提出詳盡的轉(zhuǎn)化路徑。Gannon等[94]研究了6:2 FTOH在大鼠、小鼠和人的肝細(xì)胞的體外代謝途徑，三者主要的代謝途徑都包括谷胱甘肽、葡糖苷酸和硫酸結(jié)合物的形成；另一條重要的代謝途徑是6:2 FTOH→6:2 FTAL→6:2 FTUAL→5:3 FTUAL→5:3 Uacid→5:3 acid 或6:2 FTAL 生成5:3β-酮醛、PFHxA和PFPeA。結(jié)果表明，6:2 FTOH 在大鼠、小鼠和人肝細(xì)胞的代謝途徑相似，但生成的代謝產(chǎn)物的量存在差異；數(shù)據(jù)顯示，6:2 FTOH的代謝清除率在嚙齒動(dòng)物中較快，且和8:2 FTOH有著類似的內(nèi)在清除率。Serex等[95]對(duì)6:2 FTOH 進(jìn)行了毒理學(xué)評(píng)價(jià)，并提出因6:2 FTOH急性毒性低、能快速消除，且無(wú)遺傳毒性，為其未來的生產(chǎn)和使用提供了科學(xué)的參考依據(jù)。

4.1.5 國(guó)內(nèi)相關(guān)研究進(jìn)展

國(guó)內(nèi)關(guān)于FTOHs類前體物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化過程研究剛剛起步。趙立杰等[96]進(jìn)行了6:2 FTOH在活性污泥中的轉(zhuǎn)化實(shí)驗(yàn)，整個(gè)體系質(zhì)量平衡>71%，6:2 FTOH半衰期為1.8 d，100 d后，中間代謝物及最終產(chǎn)物含量依次為5:3 FTCA(22.4%)>PFPeA(10.4%)>PFHxA (8.4%) > 4:3 FTCA (2.7%) > PFBA (1.5%)。何娜等[97]通過室內(nèi)模擬實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)了6:2 FTOH在活性污泥中的降解規(guī)律，6:2 FTOH的半衰期為0.9 d；降解產(chǎn)物包括6:2 FTCA，6:2 FTUCA，5:3 FTCA，5:2 sFTOH和PFHxA，PFHxA的最終產(chǎn)率為1.3%。趙淑艷等[98]考察了土壤中8:2 FTOH和10:2 FTOH在蚯蚓體內(nèi)的富集和消除的代謝動(dòng)力學(xué)規(guī)律，并指出消除動(dòng)力學(xué)常數(shù)能用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程很好地?cái)M合，8:2 FTOH和10:2 FTOH的主要代謝產(chǎn)物分別是PFOA和PFDA，長(zhǎng)鏈的PFCAs在生物體中的清除速率更慢。國(guó)內(nèi)已有的相關(guān)研究雖然發(fā)現(xiàn)了前體物質(zhì)生物轉(zhuǎn)化后的產(chǎn)物，但是大多數(shù)實(shí)驗(yàn)仍然停留在中間代謝物以及最終產(chǎn)物的確證方面，并未提出詳細(xì)的生物轉(zhuǎn)化途徑。由此看來，國(guó)內(nèi)相關(guān)研究在增加受試生物種類多樣性和通過中間代謝產(chǎn)物暴露實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步細(xì)化生物代謝途徑方面的研究仍有很大空間。

4.2 氟調(diào)聚丙烯酸酯類(FTACs)的生物轉(zhuǎn)化研究

Butt等[99]通過食物暴露的方式研究了虹鱒體內(nèi)8:2 FTAC的生物轉(zhuǎn)化。在5 d的吸收階段和8 d的消除階段，分別檢測(cè)了肝臟、血液、腎臟、膽汁和排泄物中8:2 FTAC母體和可疑代謝物的含量。結(jié)果表明，8:2 FTAC在各組織和排泄物中的含量很低，可能原因?yàn)槠湓谀c道和肝臟中能快速的降解。Butt等[28]在后續(xù)研究中，從腹部和肝臟分離出的亞細(xì)胞碎片(S9)的體外生物轉(zhuǎn)化中也發(fā)現(xiàn)了8:2 FTAC的快速降解，同時(shí)在肝臟、腎臟和血液中發(fā)現(xiàn)了幾種中間代謝物和最終的代謝物，這些代謝物大體上遵循相同的時(shí)間變化趨勢(shì)，8:2 FTCA、8:2 FTUCA、7:3 FTCA和PFOA在初始暴露的1 h到4 h內(nèi)迅速形成，此外，還檢測(cè)到少量的PFHpA，PFNA和7:3 FTUCA。這些代謝物的產(chǎn)量排序?yàn)?:2 FTCA>7:3 FTCA>8:2 FTUCA>PFOA>PFNA。8:2 FTCA和8:2 FTUCA在消除階段迅速地從組織中降解，與之相反的是，7:3 FTCA和PFOA的含量有所上升，表明這些代謝物可以由體內(nèi)存在的前體物質(zhì)(如8:2 FTCA和8:2 FTUCA)繼續(xù)轉(zhuǎn)化生成。在膽汁中，中間代謝產(chǎn)物和最終代謝產(chǎn)物的含量是肝臟中的2倍多，表明膽汁是虹鱒體內(nèi)全氟羧酸的重要消除部位。同時(shí)，根據(jù)所有檢測(cè)到的代謝物的總體含量水平比8:2 FTAC高出270倍的結(jié)果，推導(dǎo)出代謝物比母體化合物可能有更好的生物持久性。

4.3 氟調(diào)聚酸類(FTCAs)的生物轉(zhuǎn)化研究

Butt等[29]通過食物暴露研究了虹鱒體內(nèi)8:2 FTCA的生物轉(zhuǎn)化過程，研究目的是探討8:2 FTOH代謝過程中重要中間體的生物轉(zhuǎn)化過程。在7 d富集時(shí)間和10 d消除時(shí)間內(nèi)，檢測(cè)了血液、肝臟中的母體化合物以及疑似中間體和最終的代謝產(chǎn)物。研究表明，PFOA是8:2 FTCA和8:2 FTUCA的代謝產(chǎn)物，而不是由7:3 FTCA形成的；相反，7:3 FTCA能夠形成7:3 FTUCA和新的代謝物PFHpA。8:2 FTCA的暴露實(shí)驗(yàn)證實(shí)了8:2 FTUCA，7:3 FTCA，7:3 FTUCA，PFHpA，PFOA以及PFNA的快速形成。同時(shí)，提出了8:2 FTOH的生物轉(zhuǎn)化途徑，代謝的初始步驟為8:2 FTAL的氧化，其氧化生成8:2 FTCA或直接形成葡糖苷酸和磺酸聚合物，而8:2 FTCA后續(xù)的生物轉(zhuǎn)化又分為兩種途徑：一種以類似β-氧化途徑來進(jìn)行，具體為8:2 FTCA>8:2 FTUCA>7:3β-酮酸>7:2 酮>PFOA；另一種途徑為8:2 FTCA經(jīng)過α-氧化直接形成PFNA。

5 結(jié)語(yǔ)與展望

文章綜述了全氟羧酸及其前體物質(zhì)的環(huán)境分布、毒性和氟調(diào)聚類前體物質(zhì)生物轉(zhuǎn)化研究方面的進(jìn)展情況。PFCAs前體物質(zhì)因其易揮發(fā)的特性在大氣和海洋中具有遠(yuǎn)距離傳輸能力，并經(jīng)過大氣反應(yīng)或生物轉(zhuǎn)化形成PFCAs，從而使PFCAs及其前體物質(zhì)的污染遍及全球。人體主要通過空氣及灰塵吸入、飲用水和膳食攝入等途徑受到健康威脅，其中膳食攝入是人體暴露于PFCAs污染的最主要途徑。PFCAs前體物質(zhì)通過生物轉(zhuǎn)化形成半衰期更長(zhǎng)、更穩(wěn)定的PFCAs，且部分前體物質(zhì)的毒性大于PFCAs的毒性；通過淡水魚體的急、慢性染毒實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：生物毒性由強(qiáng)到弱依次為FTCAs>FTUCAs>PFCAs。已有PFCAs前體物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化研究，主要聚焦于氟調(diào)聚醇類物質(zhì)(FTOHs)，F(xiàn)TOHs在微生物、鼠類和魚類中的代謝途徑在代謝過程初期基本一致：8:2 FTOH(6:2 FTOH)→8:2 FTAL(6:2 FTAL)→8:2 FTCA(6:2 FTCA)→8:2FTUCA(6:2 FTUCA)，但隨后FTUCA的轉(zhuǎn)化可通過兩種以上途徑最終轉(zhuǎn)化為PFOA，并伴有其他PFCAs的形成。迄今為止，氟調(diào)聚醇類前體物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化研究仍以大鼠或小鼠為主要研究對(duì)象，涉及的水生生物也僅局限于虹鱒魚類，魚類擁有和哺乳動(dòng)物相似的代謝能力，主要以類β-氧化的途徑生成PFOA：8:2 FTOH→8:2 FTAL→8:2 FTCA→8:2 FTUCA→7:3β-酮酸→7:2 ketone→PFOA。而在其他生物體中，隨著一些中間代謝產(chǎn)物的不斷確認(rèn)、新代謝產(chǎn)物的不斷發(fā)現(xiàn)，代謝過程中相互矛盾的機(jī)制也不斷清晰[25, 29, 85, 90]，為生物轉(zhuǎn)化途徑的解析帶來了更多分支，從而導(dǎo)致很難提出完整的轉(zhuǎn)化路徑及代謝轉(zhuǎn)化機(jī)制。此外，還有少量研究探索其他前體物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化機(jī)制(非FTOHs)，包括PAPs和FTSAs等，PAPs是FTOHs的直接前體物，而且遵循類似的生物轉(zhuǎn)化途徑。因此，在增加受試生物種類多樣性、拓展其他前體物質(zhì)及中間代謝物的暴露實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步細(xì)化、深入地進(jìn)行生物轉(zhuǎn)化研究工作仍有廣泛的空間，而這些研究也面臨著諸多挑戰(zhàn)。

一方面的挑戰(zhàn)是，前體物質(zhì)的強(qiáng)揮發(fā)性使其在生物轉(zhuǎn)化過程中的質(zhì)量平衡很低，從而導(dǎo)致實(shí)驗(yàn)中生物轉(zhuǎn)化率不高。放射性同位素標(biāo)記、母體化合物及其代謝中間物的定量確證實(shí)驗(yàn)表明[85]，PFCAs形成過程中較低的質(zhì)量平衡主要有兩個(gè)原因：一是實(shí)驗(yàn)環(huán)境(如土壤、活性污泥或暴露容器表面)對(duì)于母體化合物和中間代謝產(chǎn)物的吸附作用，使其難以完全提??；二是在動(dòng)物實(shí)驗(yàn)中，轉(zhuǎn)化路徑的不同分支可形成II相共聚物，如FTOH和葡糖苷酸的結(jié)合，F(xiàn)TUCA和谷胱甘肽的結(jié)合，而這些共聚物缺乏必要的標(biāo)準(zhǔn)品和定量手段，因此，整個(gè)轉(zhuǎn)化過程的形成機(jī)制并不完全明確，從而導(dǎo)致了整個(gè)過程質(zhì)量平衡的下降。另一方面的挑戰(zhàn)來自于和有機(jī)大分子能緊密結(jié)合的代謝產(chǎn)物的定量。如FTUALs能夠與大鼠肝微粒體和牛血漿中的蛋白緊密結(jié)合，這種不能提取的代謝產(chǎn)物的形成解釋了實(shí)驗(yàn)過程中質(zhì)量平衡會(huì)降低的原因。但研究者們也相信，隨著高分辨質(zhì)譜、生物質(zhì)譜等分析技術(shù)的提高，放射性同位素示蹤技術(shù)的不斷發(fā)展以及中間代謝產(chǎn)物的不斷確證，結(jié)合PFCAs及其前體物質(zhì)的時(shí)空分布和環(huán)境行為，為前體物質(zhì)在生物體內(nèi)，尤其是水生生物體內(nèi)的生物轉(zhuǎn)化研究提供更多的理論依據(jù)，對(duì)于水生生物體內(nèi)PFCAs的源解析、污染特征及防控策略等研究拓展了更廣闊的空間。