王 雪 兆綺樂 黃美薇 郭 勇 陳慶云

(1.中科院上海有機化學研究所，上海 200032；2.上海理工大學，上海 200093； 3.中國科學院大學，北京 100049)

0 前言

由于碳氟鍵的特殊性質使氟表面活性劑具有“三高兩疏”的特性，即高表面活性、高熱穩(wěn)定性和高化學穩(wěn)定性以及疏水、疏油的特性。氟表面活性劑表現(xiàn)出更低的表面張力，這是碳氫表面活性劑以及硅表面活性劑不能達到的，這些特殊性能使其在許多應用中都是不可替代的。氟表面活性劑常被用于生產(chǎn)高效乳化劑、泡沫滅火劑、硬表面清洗劑、鉻霧抑制劑以及防水、防油、防污的三防整理劑和涂料等[1-2]。

近年來，隨著人們對環(huán)境問題越來越重視，調查發(fā)現(xiàn)許多氟表面活性劑具有環(huán)境持久性、毒性、生物累積性和長距離遷移的特征，氟表面活性劑在制造、使用和處理過程中會直接或間接排放，使它們在全球范圍內的環(huán)境中都可以檢測到，危害生態(tài)環(huán)境及人的身體健康[3-4]。因此，聯(lián)合國環(huán)保署分別在2009年和2019年將全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟辛酸(PFOA)列入了《斯德哥爾摩公約》，禁止和控制長鏈全氟烷基化合物的使用[5]。

隨著PFOS和PFOA的禁用和控制使用，一系列環(huán)保替代品的研究與開發(fā)已成為一種全球趨勢。全球生產(chǎn)商趨向于用短鏈同源物或其他類型(非)氟化化學品取代長鏈氟烴。其中PFOA(C8)的替代品六氟環(huán)氧丙烷二聚體(HFPO-DA，C6，杜邦商品名GenX)的研發(fā)思路是縮小全氟碳鏈的長度，并且在氟碳鏈段中插入氧雜原子形成全氟聚醚類表面活性劑。以此來達到目前研究所認為的兩個核心目標：1)氟碳鏈段小于7個碳和小于6個碳的替代品沒有生物累積性，而且它的生物放大潛力很?。?)氟碳鏈段中插入氧雜原子以確?？山到庑?。然而，Wang和合作者提出疑問，目前研究的替代品對人類和環(huán)境是否安全，為了回答這個問題，需要對替代品相關信息進行評定，如化學結構、物理化學性質、(生物)降解性、生物累積性、(生態(tài))毒性以及環(huán)境和人類暴露情況等[6-7]。因此，HFPO-DA作為替代品是否合適，需要科學地搜集證據(jù)以得出結論。

1 合成和性能

六氟環(huán)氧丙烷在氟離子的作用下發(fā)生陰離子聚合反應得到HFPO-DA的酰氟中間體(化合物1)，中間體可以通過水解、氨解和醇解等反應衍生出諸多含氧雜原子的陰離子型(化合物2、4和5)[8-9]、陽離子型(化合物7、9和10)、兩性型(化合物8、11、12)及非離子型氟表面活性劑[10-12]。HFPO-DA及衍生物的合成見圖1。

圖1 HFPO-DA及衍生物的合成

HFPO-DA及衍生物的表面張力(γ)和臨界膠束濃度(cmc)的相關數(shù)據(jù)見表1。這些氟表面活性劑的表面張力均小于23 mN/m，低于碳氫表面活性劑。其中有3種氟表面活性劑的表面張力低于20 mN/m。兩性型氧化胺(化合物8)氟表面活性劑的表面張力(γcmc)最低達到18.4 mN/m，它的臨界膠束濃度為6.9 g/L；陽離子型碘化銨(化合物7)氟表面活性劑的表面張力為18.5 mN/m，它的臨界膠束濃度為9.2 g/L；陰離子型帶有苯基取代的化合物4的表面張力為19.0 mN/m。陽離子型雙子季銨鹽(化合物9)的臨界膠束濃度最低達到0.8 g/L，遠遠低于HFPO-DA衍生物中其他類型的氟表面活性劑，說明含兩個疏水基的化合物9形成膠束所需的濃度最低。從分子吸附面積Amin可以看出，氧化胺型(化合物8)的Amin要小于對應的碘化銨(化合物7)。以上數(shù)據(jù)表明，由HFPO-DA衍生出的氟表面活性劑具有較好的表面活性，但與PFOA 和 HFPO-TA相比還是有不小差距[5]。

表1 HFPO-DA及衍生物的表面活性

2 環(huán)境和生態(tài)毒性

HFPO-DA被用作傳統(tǒng)的PFOA的替代品，然而人們對其人類暴露風險知之甚少。以下綜述了HFPO-DA在各種環(huán)境介質中的分布以及在人類和野生動物中的暴露情況、動物的毒理學特征和毒性機制，并對替代品對人類和生態(tài)健康的風險作了評估。

2.1 在環(huán)境中的分布

全氟烷基化合物及其替代品在全球范圍地表水和土壤中的濃度倍受關注，這一數(shù)據(jù)可以體現(xiàn)替代品的環(huán)境持久性和遠距離遷移能力。大多數(shù)替代品與PFOA一樣，在環(huán)境中會降解出穩(wěn)定的羧酸鹽，因此，研究主要集中在檢測其羧酸根陰離子在各種環(huán)境場所中的濃度。

表2列出了一些世界河流、土壤和空氣中HFPO-DA的分布情況。Pan等[13]研究了世界范圍內地表河流中的HFPO-DA濃度，其中國外河流中美國特拉華河水樣中的HFPO-DA濃度最高，達到了3.32 ng/L，而其余國外河流中的HFPO-DA濃度平均值為0.99～1.38 ng/L。在國內，HFPO-DA濃度分布差距較大，其中太湖水樣中的平均值最高，達到了14.0 ng/L。除了太湖，其他河流包括長江、黃河、珠江、淮河等水樣中的平均值為0.73～1.92 ng/L。Pan等[14]還考察了2015年山東小清河的水樣，HFPO-DA的濃度達到了237 ng/L。研究認為，含氟聚合物工廠影響了河流中的水樣，繼而可能對小清流域的大部分地區(qū)產(chǎn)生更加深遠的影響。Li等[15]還考察了2019年山東小清河的水樣，HFPO-DA的濃度達到了828 ng/L。通過對比2015年和2019年山東小清河水樣中HFPO-DA的濃度，發(fā)現(xiàn)水樣中HFPO-DA的濃度隨著時間的增加而變化，污染程度加劇。Brandsma等[16]調查了離荷蘭含氟聚合物制造廠25公里內附近草坪、樹葉以及飲用水中的HFPO-DA濃度，其平均值分別達到了27 ng/g、86 ng/g和3.1 ng/L。并且觀察到隨著與植物距離的增加，葉子和草中/上的HFPO-DA濃度呈梯度下降。通過分析結果給出建議，在距離公司1公里范圍內種植的菜園作物應該盡量避免食用。Zhong等[17]研究了東海和黃海海洋沉積物中遺留的HFPO-DA的濃度平均值分別為0.19 ng/g和0.09 ng/g。Kotlarz等[18]檢測到2017年美國威爾明頓居民飲用水中HFPO-DA的濃度平均值為50 ng/L。Feng等[19]報道了在山東桓臺一家大型氟化工園區(qū)室內灰塵中HFPO-DA的濃度平均值，研究發(fā)現(xiàn)，室內灰塵中的HFPO-DA濃度達到了159 ng/g，PFOA濃度達到了421 ng/g。雖然比PFOA濃度低，但是HFPO-DA還是會在室內灰塵中暴露。以上結果表明，HFPO-DA在環(huán)境中的持久性與PFOA的情況類似。

表2 HFPO-DA在環(huán)境中的分布情況

2.2 對野生動物和人體內暴露情況

隨著工業(yè)的發(fā)展，自2010年以來，HFPO-DA的銨鹽在歐洲的年產(chǎn)量為10～100 t。因此，人們越來越關注它在野生動物和人體中的暴露水平、生物累積性和毒性的問題。表3為HFPO-DA對動物、食物及人體中的暴露水平。Pan等[14]考察了2015年山東小清河中鯉魚體內血液、肝及魚肉中的HFPO-DA濃度，發(fā)現(xiàn)血液中達到了2.09 ng/mL，鯉魚肝和肉中分別達到了1.37 ng/g和1.53 ng/g。Li等[15]研究了2019年山東小清河中浮游生物、雙殼類以及魚類體內的HFPO-DA濃度，發(fā)現(xiàn)浮游生物中達到了0.37 ng/g，雙殼類和魚類中分別達到了0.68 ng/g和0.93 ng/g。Kotlarz等[18]報道了美國北卡羅來納州威爾明頓市牛體內血清中的HFPO-DA濃度為1.2 ng/mL，居民體內血清中的HFPO-DA濃度的中間值為3.2 ng/mL。

表3 HFPO-DA對動物、食物及人體中的暴露

表3(續(xù))

Feng等[19]也研究了山東桓臺地區(qū)的小麥、玉米、蔬菜以及居民血清中的HFPO-DA濃度，他們發(fā)現(xiàn)PFOA和HFPO-DA在蔬菜中分布較高，尤其在綠葉蔬菜中濃度分別達到了220 ng/g(dw)和20.1 ng/g(dw)，這很可能是由于植物通過根系和葉片從土壤和空氣中吸收積累有機污染物的結果。雖然HFPO-DA在蔬菜中被檢測到，但它在動物源性食物(包括肉、雞蛋和山羊奶)和人類樣本(尿液、頭發(fā)和血清)中表現(xiàn)出相當?shù)偷纳锓e累性。從內部暴露的角度來看，它們之間的明顯差異意味著引入氧原子可能會極大地影響HFPO-DA的環(huán)境和生物行為。從外部暴露的健康風險評估每日估計攝入量(EDI)來看，PFOA的EDI為457 ng/kg(bw)/d，而HFPO-DA的EDI為52.1 ng/kg(bw)/d。根據(jù)以上結果，他們認為可能高估了HFPO-DA暴露的潛在風險。

Zhang等[20]對 2019 年在東海沿岸擱淺的無鰭大海豚的肝臟、心臟、腸道、脾臟、腎臟、胃、肺、肌肉和皮膚進行了分析，以測量遺留的HFPO-DA的濃度。其中海豚皮膚中HFPO-DA的濃度最高，達到4.54 ng/g，其次是海豚的肝臟中，達到3.28 ng/g，最后是海豚脾臟、肌肉、腸道、肺、心臟和胃中的濃度為0.33～1.75 ng/g。Wang等[21]研究了韓國白翎島和韓國紅島黑尾鷗卵中的HFPO-DA濃度，分別為1.09 ng/g和0.05 ng/g。綜合以上的報道不難看出，HFPO-DA不僅在野生動物中被檢測出，在糧食食品中也存在，甚至在人體血清內也已發(fā)現(xiàn)。以上結果均說明了HFPO-DA會在野生動物以及人體內暴露。

生物濃縮系數(shù)(BCF)和生物累積系數(shù)(BAF)均是描述化學物質在生物體內累積趨勢之重要指標。表4中列出了PFOA和HFPO-DA的生物蓄積性和毒性方面的部分量化數(shù)據(jù)。Pan等[14]發(fā)現(xiàn)，BCF隨著氟醚表面活性劑分子鏈長度的增加而顯著增加。血液中HFPO-DA的logBCF值(0.86)低于PFOA(1.93)，表明HFPO-DA比PFOA更不易在生物體內累積。Burkhard等[22]發(fā)現(xiàn)，魚類肌肉或魚片中HFPO-DA的logBAF值(0.61)低于PFOA(0.93)，魚類肝臟中HFPO-DA的logBAF值(0.50)低于PFOA(1.96)，也表明HFPO-DA比PFOA更不易在水生生物體內累積。辛醇-水分配系數(shù)Kow值也與化合物的生物累積性有一定的正相關性，通常logKow值越高，生物蓄積性越強，相關數(shù)據(jù)見表4。分配系數(shù)越大，越容易透過生物膜而進行擴散。HFPO-DA的logKow值小于PFOA[20]。以上結果表明，HFPO-DA的生物累積性比PFOA更弱。

表4 PFOA和HFPO-DA的生物蓄積性和毒性方面的部分量化數(shù)據(jù)

2.3 模式動物生長發(fā)育的影響和人群健康毒性機制

在PFOA及其替代品的毒性評估中，肝毒性研究具有非常重要的意義。肝毒性的研究集中在蛋白、基因及細胞水平和動物喂養(yǎng)試驗上。Guo等[23a,b]將成年雄性小鼠暴露于不同濃度(0.4、2.0和10.0 mg/kg/d)的PFOA、GenX及其類似物中28天，發(fā)現(xiàn)在10 mg/kg/d劑量下雄性小鼠體內肝臟中HFPO-DA和PFOA的濃度分別達到19 μg/g和117 μg/g，在2 mg/kg/d劑量下雄性小鼠體內血清中HFPO-DA和PFOA的濃度分別達到13 μg/g和60 μg/g。在相同劑量下雄性小鼠肝臟和血清中HFPO-DA的濃度小于PFOA。隨后他們對PFOA、HFPO-DA在肝臟和血清中的積累程度進行分析，發(fā)現(xiàn)PFOA遠大于 HFPO-DA，PFOA的累積程度為10%，而HFPO-DA的累積程度為0.8%。Li等[24]通過研究受體結合、受體活性和細胞脂肪生成活動，分析HFPO-DA和PFOA對過氧化物酶體增殖物激活受體γ(PPARγ)是否具有潛在破壞作用。受體結合試驗結果表明(見表4)，HFPO-DA形成的氫鍵數(shù)少于或等于PFOA，其結合親和力遠小于PFOA，故PFOA更易促進脂質分化和積累。總的來說，與PFOA 的結合親和力和脂肪生成活性相比，HFPO-DA更低，而據(jù)Qian等[5]總結，HFPO-TA更高。由此可見，在這三者之中HFPO-DA對PPARγ的破壞性相對更小。

脂肪酸代謝紊亂也是PFOA及其替代品誘導的主要毒理學特性。在正常個體中，肝臟中脂質代謝平衡的破壞可導致肝臟中脂質過度積累和氧化。Sheng等[25]對比HFPO-DA和PFOA與人類肝臟脂肪酸結合蛋白(hL-FABP)的結合作用。hL-FABP的結合親和力大小順序為HFPO-DA

此外，在毒理學中，半數(shù)致死量(LD50)是描述有毒物質或輻射毒性的常用指標。LD50值越小，表示外來化合物毒性越強。Zhang等[21]對大鼠急性毒性的LD50值進行分析，HFPO-DA和PFOA的LD50分別為1 750 mg/kg和190 mg/kg，說明HFPO-DA的毒性小于PFOA。但環(huán)境和生物群中的HFPO-DA濃度隨時間而增加的情況令人擔憂。Conley等[26]評估了HFPO-DA的大鼠圍產(chǎn)期毒性。對母體的影響包括增加肝臟重量、改變血脂和甲狀腺激素濃度。給藥間隔期間母體血清和肝臟中的HFPO-DA濃度相似，表明清除速率快，但母鼠在較低劑量GD8-PND2給藥的情況下比GD17-21給藥具有更大的肝臟重量和妊娠期體重增加效應，表明暴露持續(xù)時間對毒性影響較大。對幼鼠的影響包括降低出生體重、增加新生幼鼠死亡率和肝臟重量。新生幼鼠肝臟的組織病理學評估表明，糖原儲備顯著減少，幼鼠出生時出現(xiàn)低血糖。對兩者的共同影響是改變了肝臟中過氧化物酶體增殖物激活受體(PPAR)通路基因的表達?？偟膩碚f，HFPO-DA對大鼠具有發(fā)育毒性，其不良反應與PFOA相似。

Xu等[27]將雞胚暴露于HFPO-DA中，研究其潛在的發(fā)育性心臟毒性和肝毒性，重點關注過氧化物酶體增殖物激活受體(PPARα)的作用，這是PFOA誘導毒性的主要分子靶點。結果表明，雞胚發(fā)育期暴露于HFPO-DA誘發(fā)的發(fā)育毒性類似于PFOA，包括發(fā)育性心臟毒性(右心室壁變薄和心率升高)和發(fā)育性肝毒性。PPARα的沉默減輕了這種影響，表明PPARα參與了HFPO-DA誘導的雞胚發(fā)育毒性。

2.4 HFPO-DA的降解與回收

隨著HFPO-DA已在世界各地的河水中被檢測到，人們對其所產(chǎn)生的環(huán)境持久性和對生物蓄積性以及生態(tài)毒性的潛在不利影響深感擔憂。因此，許多科研工作者開展了對HFPO-DA的降解與回收研究。Bao等[28]研究了典型的高級氧化還原技術(紫外光/過硫酸鹽氧化和紫外光/亞硫酸鹽還原)對HFPO-DA的降解性。結果表明，使用紫外光/過硫酸鹽氧化法，HFPO-DA在3 h內降解約5%，使用紫外光/亞硫酸鹽還原法，HFPO-DA在2 h內完全降解。Dixit等[29]研究使用陰離子交換樹脂從飲用水和循環(huán)水中有效去除HFPO-DA。Pica等[30]通過分析得出納濾是一種有效的預濃縮技術，有可能大大降低電化學氧化和潛在的其他破壞性技術的處理成本。因此使用納濾的處理方法去除HFPO-DA，然后對濃縮的納濾廢液進行電化學處理。Wang等[31]研究了通過陽離子共價有機骨架的方法實現(xiàn)了比傳統(tǒng)活性炭以及樹脂更加高效的吸附去除。綜合以上研究，HFPO-DA的降解與吸附是可以通過現(xiàn)有的降解方法實現(xiàn)的。但是排放在環(huán)境中的HFPO-DA自身是否能夠實現(xiàn)降解，以及其完全礦化的周期如何，還需要開展進一步的研究。

3 結語

HFPO-DA作為PFOA的替代品，其應用性能和環(huán)境特性受到廣泛的關注。HFPO-DA衍生出的表面活性劑的表面張力較高，臨界膠束濃度也較大，故不具備較好的應用性。HFPO-DA的Kow值較小，這與其表面活性較差是一致的，同時HFPO-DA具有較小的BCF和BAF，其與動物和人體蛋白的結合作用也相對較弱，生物累積性比PFOA顯著降低。HFPO-DA 在環(huán)境中被普遍檢出，其環(huán)境持久性和PFOA相類似，不同的是，在人體和動物體內HFPO-DA的檢出濃度非常低，這與其較低的生物累積性是一致的。模式動物試驗表明，HFPO-DA具有一定程度的肝毒性和發(fā)育毒性，其毒性較PFOA低。HFPO-DA 的富集和人工降解技術已經(jīng)有了較好的研究基礎。綜上所述，持續(xù)的關注和控制HFPO-DA及其他的PFOA替代品仍然是社會可持續(xù)發(fā)展的要求。

致謝：

感謝國家自然科學基金重點項目(21737004)，中國科學院科技服務網(wǎng)絡計劃項目(KFJ-STS-QYZX-068)，福建省科技廳(2020T3020)和三明市科技局揭榜掛帥項目的資助。