盛 南，潘奕陶，戴家銀

(中國科學(xué)院 動(dòng)物研究所，動(dòng)物生態(tài)與保護(hù)生物學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100101)

傳統(tǒng)長鏈全氟及多氟烷基化合物(per- and polyfluoroalkyl substances, 簡稱PFASs)是一類以烷基鏈為骨架，氫原子被氟原子部分或全部取代的有機(jī)化合物，具有表面張力小，黏度低，疏水、疏油的特性[1].由于PFASs具有多種獨(dú)特的理化性質(zhì)， 因此被廣泛應(yīng)用于紡織品染色劑、涂料、皮革、炊具、食品包裝、合成去污劑、殺蟲劑等工業(yè)和產(chǎn)品，同時(shí)又涉及化工、消防、建筑、機(jī)械和航天等領(lǐng)域，具有不可或缺性[2].2015年，瑞典化學(xué)品管理局(Swedish Chemicals Agency, KEMI)在工業(yè)產(chǎn)品中鑒定出2060種PFASs，并由此推測目前在全球投入使用的PFASs已超過3 000種[3].常見的PFASs可根據(jù)含氟鏈段和功能基團(tuán)的差異分為表1中所列類別.

表1 常見PFASs的種類、名稱及結(jié)構(gòu)通式

PFASs分子中的高能C—F鍵使其性質(zhì)穩(wěn)定，難以被水解、光解及生物降解，因此會(huì)在環(huán)境中持久存在[4-5].伴隨其在工業(yè)生產(chǎn)及生活中的廣泛應(yīng)用，PFASs也引發(fā)了多種環(huán)境問題.近年來，PFASs已在全球多個(gè)地區(qū)、多種環(huán)境介質(zhì)中被廣泛檢出[6-11].PFASs在各地海域尤其是極地地區(qū)的廣泛檢出表明其具有長距離遷移能力，已成為全球性污染物.研究發(fā)現(xiàn)，全氟辛酸(perfluorooctanoic acid，簡稱PFOA)和全氟辛基磺酸(perfluorooctane sulfonic acid，簡稱PFOS)、前體物質(zhì)以及其他長鏈PFASs可在多種生物體甚至人體內(nèi)檢出，并具有生物放大效應(yīng)，隨生物營養(yǎng)級(jí)的增高而顯著增長[12-18].此外，PFASs在生物體內(nèi)的半衰期長、難代謝，其代謝速率與碳鏈長度、物種及性別有關(guān)[19-21].除上述多種環(huán)境問題，多項(xiàng)研究結(jié)果表明PFASs暴露可引起包括肝臟毒性、生殖發(fā)育毒性、免疫毒性等多種毒性效應(yīng)，且與多種人體健康問題和疾病存在一定關(guān)聯(lián)[22-28].

鑒于長鏈PFASs具有環(huán)境持久性、長距離遷移、生物蓄積性以及多種毒性等危害，嚴(yán)重威脅生態(tài)環(huán)境和人體健康，全球多個(gè)國家或地區(qū)相繼出臺(tái)限制PFASs生產(chǎn)使用的相關(guān)法規(guī).以PFOS、PFOA為例，自2000年起，有多項(xiàng)限制禁令相繼出臺(tái)并已經(jīng)實(shí)施.2000年，全球最大的PFASs生產(chǎn)商3M公司協(xié)同美國環(huán)境保護(hù)署(United States Environmental Protection Agency，簡稱US EPA)，自發(fā)停止對PFOS及其鹽類和相關(guān)化合物的生產(chǎn).2009年，聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署(United Nations Environment Programme，簡稱UNEP)通過《斯德哥爾摩公約》，正式將PFOS及其鹽類列為新的持久性有機(jī)污染物，同意減少并最終禁止使用該類物質(zhì).2016年，美國食品藥品監(jiān)督管理局(Food and Drug Administration，簡稱FDA)不再將3種含有PFOS類似物的產(chǎn)品列為食品接觸材料.PFOA相關(guān)禁令的出臺(tái)較PFOS稍晚，2004年加拿大對PFOA等4種長鏈氟調(diào)聚醇(FTOHs)實(shí)行兩年禁止計(jì)劃.次年，美國環(huán)保署科學(xué)顧問委員會(huì)(BOSC)結(jié)合相關(guān)毒性數(shù)據(jù)，提議將PFOA列為可疑致癌物質(zhì).2006年，美國EPA與美國、歐洲和日本的8家全球主要氟化工企業(yè)達(dá)成“2010/2015 PFOA責(zé)任管理協(xié)議”(PFOA Stewardship Program)，于2010年前削減PFOA及其相關(guān)物質(zhì)95%以上的排放量，并承諾在2015年前完全消除PFOA及其相關(guān)物質(zhì)的排放和產(chǎn)品中的殘留[29].歐洲化學(xué)品管理局(European Chemicals Agency, 簡稱ECHA)于2013年將PFOA列入高度關(guān)注物質(zhì)清單(SVHC)[30].2014年，PFOA被國際癌癥研究所(International Agency for Research on Cancer, 簡稱IARC)劃分為“人類可疑致癌物”.2017年，持久性有機(jī)污染物審查委員會(huì)通過了PFOA及其鹽類和相關(guān)化合物的附件E審查(風(fēng)險(xiǎn)報(bào)告)，并已進(jìn)入下一階段評(píng)估，PFOA或?qū)⒂?019年正式通過《斯德哥爾摩公約》列入新的持久性有機(jī)污染物.我國作為《斯德哥爾摩公約》履約國，近年來積極推動(dòng)對PFOS、PFOA及相關(guān)化合物的限制措施.2013年，《環(huán)境保護(hù)綜合名錄》中規(guī)定為加工助劑生產(chǎn)的不粘鍋、廚具和食品機(jī)械防粘氟樹脂涂料和全氟辛烷磺酸及其鹽類和全氟辛基磺酰氟(PFOS/PFOSF)為具有高污染和高環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的產(chǎn)品.中國環(huán)保部等部委也已經(jīng)于2014年聯(lián)合宣布全面禁止除特定豁免和可接受用途以外PFOS的生產(chǎn)、使用及進(jìn)出口.

鑒于PFASs在生產(chǎn)中的不可或缺性，隨著各種限制法規(guī)的出臺(tái)，各大氟化工生產(chǎn)商開始加大PFASs替代品研發(fā)力度，研發(fā)出多種替代策略，并隨之產(chǎn)生了結(jié)構(gòu)多樣的替代品.筆者概述了幾類新型PFASs替代品的環(huán)境分布、生物累積、人群暴露水平及毒性效應(yīng)，圍繞目前存在的問題及未來的研究方向進(jìn)行了討論和展望，以期為PFASs替代品的環(huán)境污染及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供參考.

1 PFAS替代品種類及應(yīng)用

迄今為止，3M、杜邦(DuPont)、大金(Daikin)、旭硝子(Asahi)、蘇威(Solvay)等國際氟化工生產(chǎn)商已向美國EPA上報(bào)了50余種PFASs替代品，并在氟聚物加工、電鍍、消防、織物整理和食物包裝等行業(yè)投入使用.但是受企業(yè)知識(shí)產(chǎn)權(quán)保護(hù)等原因，國內(nèi)外多數(shù)企業(yè)并不公布其使用替代品的具體化學(xué)結(jié)構(gòu)，因而，公眾能夠獲得的替代品結(jié)構(gòu)信息非常有限.目前可知的長鏈PFASs替代品的替代策略主要有以下幾種：

(1) 短鏈替代長鏈：使用碳鏈長度為4或6的短鏈全氟烷基羧酸或磺酸鹽替代8碳的PFOA和PFOS，如全氟丁酸(perfluorabutyric acid, 簡稱PFBA)、全氟丁基磺酸(triphenylsulfoniumperfluoro-1-butanesufonate, 簡稱PFBS)和全氟己酸(perfluorohexanoic acid, 簡稱PFHxA)；

(2) 多氟替代全氟：分子中插入碳?xì)滏I或引入其他功能基團(tuán)，以降低氟原子比例，如6:2 氟調(diào)聚羧酸(6:2uorotelomer carboxylic acid，6:2 FTCA)、6:2 氟調(diào)聚磺酸(6:2uorotelomer sulfonic acid，6:2 FTSA)等；

(3) 減少含氟鏈段“有效長度”：通過在分子骨架中插入O原子，減少連續(xù)全氟鏈段長度(“有效長度”)，產(chǎn)生以全氟及多氟聚醚羧酸(per- and polyfluoroalkyl ether carboxylic acid， 簡稱PFECA)和全氟及多氟聚醚磺酸(per- and polyfluoroalkyl ether sulfonic acid 簡稱PFESA)為代表的氧雜型替代品.

總之，PFASs替代品比傳統(tǒng)PFASs的結(jié)構(gòu)更為復(fù)雜，呈現(xiàn)出多樣性的多氟鏈段和功能基團(tuán)，幾種典型PFOA/PFOS替代品的結(jié)構(gòu)如圖1所示.

(區(qū)別于全氟碳鏈的原子用紅色標(biāo)記)圖1 部分典型PFOA/PFOS替代品結(jié)構(gòu)

PFOA及其他全氟辛基產(chǎn)品主要應(yīng)用于合成含氟聚合物的工業(yè)助劑或織物整理劑中.短鏈全氟羧酸(PFBA、PFHxA等)可以替代PFOA，但其乳化效率較弱，實(shí)際生產(chǎn)中需投放更高用量以達(dá)到等同于PFOA的性能[31].目前氟聚物生產(chǎn)商多使用PFECAs作為PFOA替代品，應(yīng)用于生產(chǎn)氟聚樹脂中的加工助劑.如3M公司將4,8-二氧雜-3-氫-全氟壬酸(商品名ADONA，CAS No. 958445-44-8)用作制備聚四氟乙烯(PTFE)、聚偏氟乙烯(PVDF)和全氟乙烯丙烯共聚物(FEP)的重要原料.科慕公司使用六氟環(huán)氧丙烷(HFPO)的二聚體銨鹽(HFPO-DA，商品名GenX，CAS NO. 62037-80-3)作為氟聚物加工助劑應(yīng)用.除HFPO-DA以外，HFPO的其他低聚物如HFPO三聚體羧酸(HFPO-TA)也作為聚偏氟乙烯樹脂合成的共聚改性單體在我國投入使用.其他PFECAs同系物，如PFMOAA、PFO2HxA、PFO3OA及PFO4DA等也已在氟化學(xué)工廠下游水體中檢出，目前尚未明確是否已用于氟聚物的生產(chǎn)[32].

傳統(tǒng)PFOS在電鍍、消防等行業(yè)的應(yīng)用正在被更多結(jié)構(gòu)類似的新型PFAS所替代，但國內(nèi)外的替代產(chǎn)品有所不同.在我國，F(xiàn)-53(主要成分6:2 PFESA，CAS No. 754925-54-7)、F-53B(主要成分6:2 Cl-PFESA，CAS No. 73606-19-6)已替代PFOS作為鉻霧抑制劑應(yīng)用于電鍍行業(yè)中，其抑制鉻霧效果優(yōu)于PFOS，自20世紀(jì)70年代起已使用近50年.歐洲電鍍行業(yè)目前廣泛使用短鏈氟調(diào)聚磺酸(6:2 FTSA)替代PFOS，杜邦公司以6:2 FTSA合成了Forafac? 1176，科慕公司將6:2 FTSA作為Capstone?FS-17的主要成分[33]，然而6:2 FTSA的表面張力大，在裝飾性電鍍中不能完全替代PFOS使用[34].消防行業(yè)中，氟調(diào)聚磺酸型前驅(qū)物如甜菜堿型6:2 FTAB和氧化銨型6:2 FTSAA可替代PFOS用于輕水泡沫(AFFF)的主要原料，其中6:2 FTAB為泡沫滅火劑Forafac? 1157(杜邦公司)、CapstoneTM 1157(科慕公司)的主要成分，6:2 FTSAA為杜邦公司Forafac? 1183的主要成分[34].

2 PFAS替代品的環(huán)境分布

近年來，在自然水體、污泥、大氣顆粒物等多種環(huán)境介質(zhì)中和野生動(dòng)物體內(nèi)已檢出一些替代品.

2.1 水 體

2015年，Heydebreck等[35]報(bào)道了HFPO-DA在歐洲萊茵河、易北河、北海沿岸以及中國小清河等水域水體中檢出，其中小清河水體中HFPO-DA峰值濃度達(dá)3 825 ng·L-1，遠(yuǎn)高于非點(diǎn)源污染附近水體濃度.次年，該研究組在小清河河水樣品中檢測出濃度相當(dāng)?shù)腍DPO-DA及其同系物HFPO-TA.HFPO-TA在氟化學(xué)工業(yè)園下游水體中濃度可達(dá)68.5 μg·L-1，僅次于PFOA，成為該地區(qū)PFASs污染的主要成分.此外，Sun等[32]檢測了美國菲爾河杜邦公司氟化學(xué)工廠下游的自來水廠原水中PFASs替代品濃度，其中，HFPO-DA濃度高達(dá)631 ng·L-1，PFMOAA、PFO2HxA和PFO3OA由于缺少高純度的標(biāo)準(zhǔn)品，無法準(zhǔn)確定量，僅可推測其濃度可能高于HFPO-DA.Gebbink等[37]在荷蘭多德雷赫特地區(qū)自然水體及工廠附近自來水廠出水中亦檢出一定濃度的HFPO-DA.關(guān)于ADONA的環(huán)境報(bào)道相對較少，2008—2009年,德國位于3M氟化學(xué)工廠下游的Alz河水中，檢出ADONA濃度為320～6 200 ng·L-1，其濃度高于對應(yīng)樣品中的PFOA濃度[38].

6:2 Cl-PFESA作為我國特有的PFOS替代品，目前有關(guān)水體污染的報(bào)道并不多.2013年，Wang等[34]首次報(bào)道溫州電鍍工業(yè)廢水、污水處理廠出水中6:2 Cl-PFESA的濃度高達(dá)43～78和65～112 μg·L-1，污水處理并未有效去除6:2 Cl-PFESA.6:2 Cl-PFESA在甌江下游自然水體中濃度為10～50 ng·L-1，與PFOS濃度相當(dāng).Wang 等[39]報(bào)道了6:2 Cl-PFESA在中國19條主要入海河流河口處的濃度(濃度范圍：未檢出～78.5 ng·L-1)、檢出率(> 51%),并推算出其入海通量均值約為1.7 t·a-1.Houtz等[40]在廢水中檢出了另一種用于電鍍行業(yè)的替代品6:2 FTSA，同年，Lin等[41]在河水樣品中檢出6:2 FTSA濃度為0.1～0.3 ng·L-1.最近，Pan等[42]在中、美、英、德、韓、瑞典、荷蘭的代表性河流及湖泊樣品中均檢出了一定濃度的6:2 Cl-PFESA和6:2 FTSA，兩種物質(zhì)在我國和西方國家水樣中PFASs濃度占比呈現(xiàn)明顯差異，與其使用程度密切相關(guān).此外，HFPO-DA和HFPO-TA也在上述樣品中檢出(中位數(shù)濃度分別為0.95和0.21 ng·L-1)[42].

2.2 土壤、底泥

2013年，加拿大魁北克地區(qū)發(fā)生火車脫軌事故引發(fā)大火，滅火過程中使用了大量輕水泡沫.事故發(fā)生后，當(dāng)?shù)氐啄鄻悠分袡z測出高濃度氟調(diào)聚基PFASs(總濃度：6.5 ng·g-1(dw))，其主要成分為甜菜堿型氟調(diào)聚物8:2 FTAB，10:2 FTAB，9:3 FTB, 11:3 FTB等[43].Ruan等[44]檢測了6:2 Cl-PFESAs和8:2 Cl-PFESAs(F-53B的次要成分)在中國56個(gè)污水處理廠活性污泥中的含量，所有污泥樣本全部檢出6:2 Cl-PFESA，均值濃度達(dá)2.15 ng·g-1；8:2 Cl-PFESA檢出率89%，均值濃度約0.50 ng·g-1(dw).此外，6:2 FTSA在污泥中濃度為13.9 ng·g-1(dw).

2.3 大 氣

目前關(guān)于新型替代品在大氣中含量的報(bào)道很少.Liu等[45]檢測了2006—2014年大連市大氣顆粒物中PFASs含量，發(fā)現(xiàn)6:2 Cl-PFESA濃度從140 pg·m-3增至722 pg·m-3，在所有檢出PFASs中的比重從37%增至95%以上.此外，研究表明ADONA可通過工廠廢氣釋放至空氣中，隨后沉降至工廠周邊表層土壤，其沉降速率約為684 ng·m-2·d-1[46].

2.4 野生動(dòng)物

筆者課題組[36]分析了小清河水體中鯉魚體內(nèi)PFASs含量，在血清、肌肉及肝臟樣品中均檢出HFPO-TA，血清中HFPO-TA濃度僅次于PFOA，中位數(shù)濃度可高達(dá)1.5 μg·mL-1.Shi等[47]在山東小清河和湖北湯遜湖中的野生鯽魚血液中檢測到6:2 Cl-PFESA，其濃度分別為41.9，20.9 ng·g-1(ww).另一研究表明格陵蘭島附近的極地野生動(dòng)物如海豹、虎鯨和北極熊肝臟中可檢測到痕量的6:2 Cl-PFESA(0.023～0.27 ng·g-1)，中國是目前唯一已知使用6:2 Cl-PFESA的國家，在極地生物中檢出6:2 Cl-PFESA表明它可能具有大尺度、長距離遷移的能力[48].Liu等[49]研究發(fā)現(xiàn)，6:2 Cl-PFESA在渤海多種海洋生物中廣泛存在，濃度范圍< 0.016～0.575 ng·g-1(ww)，且濃度和檢出率自2010至2014年間均顯著增加.HFPO-TA及6:2 Cl-PFESA同樣在氟化學(xué)工廠附近地區(qū)蛙類樣品中檢出[50].

3 新型PFASs人群暴露水平

除野生動(dòng)物外，Cl-PFESAs在人群血清中同樣被廣泛檢出.HFPO-TA、6:2和8:2 Cl-PFESAs在氟化學(xué)工廠附近居民人群中均有檢出，檢出率> 97.9%，其中位數(shù)濃度分別為2.93 ng·mL-1，4.19 ng·mL-1和0.06 ng·mL-1[36].Formme等[51]在德國3M氟化學(xué)工廠附近居民的部分血清樣品中檢出一定量ADONA，其濃度僅略高于檢出限(0.20 ng·mL-1).Shi等[52]在中國電鍍工人(職業(yè)暴露人群)、漁民家庭(高頻食用魚肉)和普通居民血清中檢測到6:2和8:2 Cl-PFESAs，濃度范圍為0.019～5 040 ng·mL-1，檢出率達(dá)98%.其中電鍍工人、漁民中Cl-PFESAs血清中位數(shù)濃度分別為93.7，51.5 ng·mL-1，顯著高于普通居民(4.78 ng·mL-1)，占已知PFASs比重的0.269%～93.3%[52].通過檢測血清與尿液中Cl-PFESAs的濃度，估算6:2 Cl-PFESA的腎臟清除半衰期為280 a，總清除半衰期15.3 a，清除速率低于PFOS，是目前已知最具生物持久性的PFAS[52].此外，Pan等[53]通過檢測母嬰配對隊(duì)列中處于孕前期、中期、晚期的母親血清和新生兒臍帶血清，發(fā)現(xiàn)6:2 Cl-PFAESA和8:2 Cl-PFAESA可在母親和胎兒血清中廣泛檢出(檢出率> 99%).其中，6:2 Cl-PFAESA在孕前、中、晚期母親血清中的濃度均值分別為2.30，1.99，1.97 ng·mL-1，其趨勢與傳統(tǒng)PFASs相同，隨孕期增加而衰減，可能與孕期母親體重逐漸增加，體液量增多造成污染物稀釋有關(guān)，新生兒臍帶血中濃度顯著低于母親血清，濃度均值為0.80 ng·mL-1.

4 新型PFASs的生物累積和生物轉(zhuǎn)化

通過分析HFPO-TA在小清河水體和鯉魚中的濃度，Pan等[36]估算了HFPO-TA在鯉魚體內(nèi)的生物放大因子(BAF)，其BAF值較PFOA更高.Shi等[47]則發(fā)現(xiàn)6:2 Cl-PFESA的中位數(shù)BAF約為13 304～20 989 L·kg-1，顯著高于PFOS，屬于REACH法則附錄XIII中規(guī)定的強(qiáng)生物累積性有機(jī)污染物(VB，BAF> 5 000).Liu等[49]在渤海多種海洋生物樣品中檢出了6:2 Cl-PFESA，其濃度與生物營養(yǎng)級(jí)呈顯著正相關(guān)，表明6:2 Cl-PFESA具有與PFOS和長鏈PFCAs類似的生物放大作用.

鑒于長鏈PFASs在環(huán)境中極難降解，替代品是否能在環(huán)境或生物體內(nèi)降解或代謝、其代謝速率及代謝產(chǎn)物如何等科學(xué)問題是研究人員關(guān)注的重點(diǎn)之一.van Hamme等[54]發(fā)現(xiàn)一種命名為NB4-1Y的弧菌菌株可降解6:2 FTSA，其體內(nèi)降解途徑可大致描述為：6:2 FTSA首先降解為6:2 FTCA，之后經(jīng)6:2不飽和氟調(diào)聚酸(6:2 FTUCA)和5:3不飽和氟調(diào)聚酸(5:3 Uacid)，最終轉(zhuǎn)變?yōu)?:3氟調(diào)聚酸(5:3 acid).Wang等[55]分別收集了位于美國賓夕法尼亞州、馬里蘭州和特拉華州3個(gè)污水處理廠的污泥，通過向其中添加一定量6:2 FTSA研究污泥中微生物對6:2 FTSA的生物轉(zhuǎn)化效率，結(jié)果表明,6:2 FTSA的生物轉(zhuǎn)化非常緩慢，經(jīng)過90 d實(shí)驗(yàn)，仍有63.7%的6:2 FTSA未被降解，所有可檢測到的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的總量僅占起始加入6:2 FTSA量的6.3%.6:2 FTSA在污泥中主要的生物轉(zhuǎn)化途徑可描述為：6:2 FTSA首先轉(zhuǎn)化為6:2 FTUCA，再經(jīng)5:2氟調(diào)聚醇(5:2 FTOH)轉(zhuǎn)化為PFPeA和PFHxA[55].此外，研究表明，動(dòng)物體內(nèi)或存在全氟烷基磷酸鹽(diPAPs)、氟調(diào)聚醇(FTOHs)及氟調(diào)聚丙烯酸(FTACs)等前體物質(zhì)的降解途徑.6:2 FTCA作為6:2 diPAP、6:2 FTOH及6:2 FTAC生物轉(zhuǎn)化的中間產(chǎn)物出現(xiàn)在該轉(zhuǎn)化途徑中，并將最終轉(zhuǎn)化為全氟庚酸(PFHpA)、PFHxA或PFPeA[56].

5 新型PFASs的毒性

部分PFASs替代品的鏈段長度和官能基團(tuán)與傳統(tǒng)PFAS類似，可能存在相似的生物毒性效應(yīng).

5.1 細(xì)胞毒性

Rand等[57]比較了diPAP和FTOH等降解途徑中產(chǎn)生的多種化合物對THLE-2的細(xì)胞毒性(LC50)，發(fā)現(xiàn)其中作為6:2 diPAP最終降解成PFHxA等短鏈全氟化合物的中間產(chǎn)物，6:2 FTCA的細(xì)胞毒性明顯強(qiáng)于PFHxA和PFPeA.另外，通過比較6:2 FTCA與PFOA的EC50值，發(fā)現(xiàn)6:2 FTCA細(xì)胞毒性較PFOA弱[57].此外，6:2 FTSA、HFPO-TA及6:2 Cl-PFESA對人胚胎肝細(xì)胞系(HL7702)的EC50值低于PFOA及PFOS，暗示其具有更強(qiáng)的細(xì)胞毒性[58].

5.2 水生系統(tǒng)毒性

Philips等[59]對6:2 FTCA及其同系物對水生系統(tǒng)中大型水蚤、搖蚊及浮萍生長的影響進(jìn)行了觀察和比較，發(fā)現(xiàn)6:2 FTCA對大型水蚤的生長無明顯影響，但對搖蚊和浮萍具有較為明顯的抑制效應(yīng)，其毒性較PFOA低1～2個(gè)數(shù)量級(jí).該研究表明，初級(jí)水生物種如浮萍等對鏈長大于8C的全氟化合物或相關(guān)氟聚物，包括6:2 FTCA和8:2 FTCA等敏感或可作為潛在的生物指示物[59].Mitchell等[60]也發(fā)現(xiàn)6:2 FTCA對淡水無脊椎動(dòng)物的毒性較弱，其對小球藻和月牙藻的生長抑制EC50值分別為26.2 mg·L-1和>53 mg·L-1，對端足蟲10 d的半致死劑量(LC50)為33.1 mg·L-1.Hoke等[61]圍繞HFPO-DA水生毒性展開研究，評(píng)估了其對低等水生生物枝角類、水蚤、綠藻和虹鱒、鯉魚等淡水魚類毒性效應(yīng)及生物富集程度.結(jié)果表明，HFPO-DA對水生系統(tǒng)毒性微弱，屬于低水生毒性和低水生系統(tǒng)富集的化合物.此外，研究表明6:2 FTCA對斑馬魚120 h半致死劑量(LC50)為7.33 mg·L-1，遠(yuǎn)低于PFOA的96 h LC50(> 500 mg·L-1)，毒性更大.6:2 Cl-PFESA和6:2 FTAB對斑馬魚96 h的半致死劑量(LC50)分別為15.5 mg·L-1和64.39 mg·L-1，6:2 FTAB及6:2 Cl-PFESA與PFOS毒性相當(dāng)甚至更高，對水生生物存在一定危害[62-64].

5.3 胚胎發(fā)育毒性

目前已有替代品的胚胎發(fā)育毒性研究主要集中在斑馬魚胚胎.研究表明，替代品暴露或引起斑馬魚胚胎的畸形率升高，但其主要畸形類型不同.如6:2 FTCA暴露后斑馬魚胚胎孵化率、存活率下降，心率減慢及心包水腫，影響其造血系統(tǒng)發(fā)育等[62].6:2 Cl-PFESA的暴露導(dǎo)致斑馬魚畸形率升高，尤其是心臟畸形(主要為心包水腫和卵黃囊水腫)，其心臟毒性可能與Wnt/β-catenin信號(hào)通路有關(guān)[63].40 mg·L-1及更高濃度6:2 FTAB暴露則導(dǎo)致魚鰭邊緣粗糙，尾部凋亡[64].

5.4 肝臟毒性

肝臟毒性是全氟烷基化合物具有代表性的毒性效應(yīng)之一，PFOA和PFOS暴露后，嚙齒類動(dòng)物及非人類靈長類動(dòng)物肝臟出現(xiàn)肝細(xì)胞腫大、脂質(zhì)累積及急性肝損傷等現(xiàn)象.研究發(fā)現(xiàn)，6:2 FTCA和6:2 FTSA對小鼠的肝臟毒性較PFOA、PFOS有一定程度的減弱[65].Wang等[66]通過小鼠急性暴露實(shí)驗(yàn)對比研究了兩種HFPO多聚物(HFPO-DA和四聚體HFPO-TeA)的肝臟毒性，發(fā)現(xiàn)兩種HFPO多聚物均可引起小鼠肝臟腫大、壞死，血清肝損傷指標(biāo)變化明顯等現(xiàn)象.同時(shí)，HFPO-DA和HFPO-TeA與傳統(tǒng)PFASs類似，通過激活PPARs信號(hào)通路干擾肝臟脂質(zhì)代謝[66-67].Sheng等[68]研究發(fā)現(xiàn)HFPO-TA肝臟毒性顯著強(qiáng)于PFOA，同樣可激活PPARs信號(hào)通路.近來，瑞典學(xué)者基于毒理學(xué)數(shù)據(jù)，建立模型擬合多種替代品毒性，研究表明HFPO-DA的肝臟毒性應(yīng)強(qiáng)于PFOA[69].此外，筆者課題組研究發(fā)現(xiàn)急性、亞慢性6:2 Cl-PFESA暴露同樣可引起成年雄性小鼠不同程度的肝臟損傷和代謝改變，其毒性較同劑量PFOS更強(qiáng)(未發(fā)表數(shù)據(jù)).

5.5 其他毒性

HFPO-DA可對皮膚、眼睛造成刺激.2015年，Caverly Rae等[67]報(bào)道稱慢性暴露50 mg·kg-1HFPO-DA可誘發(fā)雄性大鼠產(chǎn)生肝臟、胰腺、睪丸腫瘤，暗示HFPO-DA具有潛在致癌性.動(dòng)物急性試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)ADONA對小鼠、大鼠、兔等多種實(shí)驗(yàn)動(dòng)物具有中度皮膚刺激性，對大鼠有中等程度的經(jīng)口暴露毒性，目前尚未觀察到ADONA具有遺傳毒性和發(fā)育毒性[70].

6 問題與展望

結(jié)構(gòu)類似的化合物具有類似的性能，其對環(huán)境及生物的毒性效應(yīng)也類似[71-72].一個(gè)“有毒”化合物被另一個(gè)結(jié)構(gòu)類似的化合物替代，這種結(jié)構(gòu)類似物的替代并不能真正解決毒害問題，相反可能會(huì)出現(xiàn)“化學(xué)品污染→替代→再污染”的問題.綜述上文，已有替代品研究表明上述困境或已出現(xiàn)在PFASs的替代過程中，部分PFASs替代品如HFPO-DA、HFPO-TA及6:2 Cl-PFESA等的生物蓄積性及毒性效應(yīng)較傳統(tǒng)PFOA、PFOS更強(qiáng).已有報(bào)道僅針對少數(shù)已知替代品，更多的替代品仍有待研究.今后應(yīng)開展如下研究：鼓勵(lì)公司公開替代品的信息，如替代品結(jié)構(gòu)、性質(zhì)、產(chǎn)量及毒性等；圍繞環(huán)境中未知結(jié)構(gòu)的PFASs替代品展開研究，包括其用途、在典型環(huán)境介質(zhì)中的分布特征、生物蓄積性及毒性等；系統(tǒng)地研究替代品的暴露途徑及生物有效性，結(jié)合風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估預(yù)測其對人體的健康風(fēng)險(xiǎn)；通過計(jì)算毒理學(xué)手段將替代品性質(zhì)(生物蓄積性及毒性等)與結(jié)構(gòu)關(guān)聯(lián)，構(gòu)建替代品結(jié)構(gòu)與性質(zhì)之間的構(gòu)效關(guān)系；開展低劑量、長期、慢性毒性和復(fù)合毒性研究，整合多種組學(xué)從分子、基因等水平研究其毒性機(jī)制.以上研究結(jié)果將為“綠色、低毒、低蓄積性”的新型PFASs替代品的研發(fā)提供理論基礎(chǔ)和技術(shù)支撐.