全氟化合物的生物降解研究进展

祖 蕾

(1.宝鸡文理学院，陕西 宝鸡 721013；2.宝鸡文理学院 陕西省植物化学重点实验室，陕西 宝鸡 721013)

全氟化合物(perfluorinated compounds,PFCs)是一类氢原子全部被氟原子取代的直链或者支链碳氢化合物，由于其具有优良的化学稳定性、低的表面张力及疏水疏油性能，常被作为表面活性剂和保护剂广泛应用于工业生产和生活消费等领域[1-2]。PFCs作为一类新兴的有机污染物，其持久性、生物累积性和远距离迁移性已被发现和证实[3-4]。近年来的毒理学研究表明，PFCs具有典型的肝细胞毒性[5-6]、神经毒性[7]、生殖毒性[8-9]、免疫毒性[7,10]、致癌性[11]等毒理效应，由此带来的潜在生态风险已经超出人们预想。由于PFCs所含的氟原子具有很高的电负性和小的原子半径，导致碳氟键(C-F)成为自然界键能最高的共价键之一而具有很强的热稳定性和化学惰性[12]。因此，PFCs污染控制技术已成为环境领域的研究热点之一[13]。

近年来，对PFCs进行脱氟降解的研究已取得了一定进展。从文献报道来看，主要降解途径包括氧化类降解、还原类降解和热裂解[14-17]；但是从无害化处理、消除二次污染、污染地原位修复以及降解所需能耗等方面考虑，在实际应用中生物降解具有更突出的优势。因此，作者从碳氟键断裂机理出发，分析PFCs的3种生物降解机制，综述PFCs生物降解的研究进展。

1 PFCs的生物降解机制

生物降解PFCs主要是利用微生物细胞中的一些酶，如还原脱卤酶、加氧酶或过氧化物酶等对PFCs进行脱氟和氧化，从而将其彻底矿化[18-19]。众所周知，PFCs生物降解的难点就是碳氟键的断裂，断裂碳氟键机制一般可分为：氧化脱氟、取代脱氟、还原脱氟，而分别涉及到的酶系主要有：单加氧酶、双加氧酶、过氧化物酶，水解酶，还原脱卤酶。

单加氧酶、双加氧酶的作用方式都是典型的好氧降解，作用机制为：在氧气存在下，将氧气分子的1个或2个氧原子加到PFCs上，使PFCs被氧化，在原来氟原子的位点引入1个或2个羟基，这两种酶的活性跟呼吸链递氢有关，大多需要NADH或者NADPH的参与。过氧化物酶的作用机制也是一种典型的氧化降解，在一些介质存在的情况下能够产生具有强氧化性的自由基，从而引发链式的自由基反应，使PFCs的氟原子逐一被脱去，但是过氧化物酶的作用往往都需要有共底物或介体的存在。

水解酶的降解产物跟单加氧酶很相似，都是在原来氟原子的位置引入羟基，但是羟基中的氧是来源于水而不是氧气。水解酶的作用机制实际是酶作为亲核试剂直接攻击碳氟键导致了它的断裂。

还原脱卤酶跟以上几种酶相比有一个明显的不同：作用环境一般为厌氧。其作用机制也与以氧气作为电子受体的氧化脱卤不同，它可以PFCs作为电子受体接受从呼吸链传递的氢而实现还原脱卤，所以最后得到的一般都是加氢还原的降解产物，很难发生彻底矿化。这类生物降解反应的关键在于需要合适的电子供体和受体。

2 PFCs的生物降解研究

PFCs的特殊结构导致的生物惰性使得它们很难被自然界的土著微生物彻底矿化，大多数的研究目前都只是停留在将PFCs转化为全氟辛酸(PFOA)或全氟辛烷磺酸(PFOS)，并没有完全脱氟降解[20]。降解生成PFOA和PFOS的氟调聚物也被称为前体化合物[21]，具有代表性的就是氟调醇类(fluorotelomer alcohols，FTOHs)、氟调磺酸盐类(fluorotelomer sulfonates，FTSAs)以及它们的衍生物等。

2.1 PFOA前体化合物的生物降解

对氟调醇类化合物的研究主要集中在8：2氟调醇CF3(CF2)7CH2CH2OH(8：2 FTOH)和6：2氟调醇CF3(CF2)5CH2CH2OH(6：2 FTOH)的生物降解方面。Dinglasan等[22]最早报道了利用微生物的混合培养物在好氧条件下降解8：2氟调醇,利用配置有电子捕获检测器的气相色谱(GC/ECD)监测底物浓度的变化情况，挥发性和非挥发性的降解产物则分别采用气相色谱-质谱联用仪(GC-MS)和液相二级质谱仪(LC-MS/MS)进行分析。整个培养过程持续81 d，目标底物在第7 d就已降解了85%，降解半衰期约为0.2 d·mg-1。检测到的降解产物有8：2氟调酸CF3(CF2)7CH2COOH(8：2 FTCA)、8：2不饱和氟调酸CF3(CF2)6CF=CHCOOH(8：2 FTUCA)、8：2氟调醛CF3(CF2)7CH2CHO(8：2 FTAL)以及具有高稳定性的PFOA，经过81 d的降解，PFOA的生成量约为3%。根据降解产物的生成情况推测生物降解的途径为：目标底物在酶的作用下水解生成8：2氟调醛，然后很快继续氧化为8：2氟调酸，最后经由β-氧化脱去1个氟原子生成8：2不饱和氟调酸及终产物PFOA。这是第一篇关于氟调醇类化合物能够生物降解生成PFOA的文献报道。

随后，Wang等[23]利用14C标记的8：2氟调醇作为底物，研究了利用活性污泥在封闭体系好氧降解的底物和产物的质量平衡，发现有41%的底物被吸附在聚四氟乙烯的隔垫上，8：2氟调酸、8：2不饱和氟调酸和PFOA的生成量分别为27.0%、6.0%和2.1%；另外，还检测到一个新的降解产物7：3 氟调酸CF3(CF2)6CH2CH2COOH(7：3 FTCA)，生成量为2.3%。该课题组在利用混合细菌培养体系对14C标记的8：2氟调醇降解90 d后发现，除了检测到前面提到的几种化合物外，还检测到了新产物[24]：7：3不饱和氟调酸CF3(CF2)6CH=CHCOOH(7：3 FTUCA)、7：2仲氟调醇CF3(CF2)6CH(OH)CH3(7：2 sFTOH)、7：3不饱和氟调酰胺CF3(CF2)6CH=CHC(O)NH2和全氟己酸CF3(CF2)4COOH(PFHxA)，全氟己酸的生成量虽然很低，约为底物的1%左右，但也可以作为碳氟键发生断裂的证据。该课题组还研究了有氧土壤中8：2氟调醇的降解，同样利用了14C标记底物，与前2篇报道相比，该研究提出了更加完整的8：2氟调醇生物降解途径，解释了PFOA的产生过程：由于8：2氟调酸和8：2不饱和氟调酸α-C上缺乏质子，不能发生β-氧化直接生成PFOA，因此，PFOA的直接产生前体应该是7：2仲氟调醇，反应是经由单加氧酶催化的氧化过程。同时，该研究也检测到了14CO2，表明部分底物可以被彻底矿化，提出了一碳单位去除的生物降解机制[25]。

生物降解氟调醇的研究除了采用活性污泥或者混合培养物之外，也有一些学者对纯微生物的氟调醇降解能力进行了考察。Liu等[26]研究了土壤中的假单胞菌(Pseudomonassp.)对8：2氟调醇的降解，发现在加入辅助底物辛醇的情况下，2株假单胞菌对8：2氟调醇有明显的降解，但由于菌株不能直接利用8：2氟调醇作为碳源来维持自身的生长代谢，因此，这2株菌株对8：2氟调醇的降解是依靠共代谢完成的。同样检测到了降解产物8：2氟调酸、8：2不饱和氟调酸、7：3氟调酸、7：3不饱和氟调酸、7：2仲氟调醇、全氟己酸和PFOA，除此之外，还有全氟庚酸CF3(CF2)5COOH(PFHpA)。

Kim等[27]利用已知的能够降解烷烃的2株假单胞菌P.butanovora和P.oleovorans对8：2氟调醇进行降解，得到的降解产物和前面报道的基本相同，但是2株菌株的降解产物略有不同，在P.oleovorans培养物中检测到了7：3氟调酸和7：3不饱和氟调酸，而在P.butanovora培养物中却没有检测到，这说明不同细菌的降解路径是不完全一样的。

以上报道都是在好氧条件下的生物降解研究，而关于厌氧体系的研究则非常有限。Zhang等[28]以废水处理厂的厌氧消化污泥作为培养物，对14C标记的8：2氟调醇的厌氧降解进行了考察，发现反应持续181 d，8：2氟调醇的降解半衰期约为145 d，降解速率较好氧降解相对缓慢。检测到的降解产物种类与好氧降解基本相同，只是PFOA的生成量极低，约为0.3%。该研究推测，降解速率慢主要是受到8：2氟调酸转化为7：2仲氟调醇这一步反应速率的限制；同时，由于PFOA的直接产生前体是7：2仲氟调醇，因此，相对于好氧降解，厌氧降解产物PFOA的生成量明显较低。

对6：2氟调醇的生物降解研究也主要集中在利用活性污泥或混合培养物[29-30]或纯微生物[31]等方面，降解方式也分为好氧降解[29-30,32]和厌氧降解[28]。对比6：2氟调醇与8：2氟调醇的生物降解发现，两者在降解产物方面有相同之处：对于n：2氟调醇类，降解产物主要包括：n：2氟调醛、n：2氟调酸、n：2不饱和氟调酸、n：2仲氟调醇、n：2 ketone、(n-1)：3氟调酸、(n-1)：3不饱和氟调酸以及少2个碳的全氟羧酸如PFOA、全氟己酸、全氟戊酸CF3(CF2)3COOH(PFPeA)等。同时，6：2氟调醇的生物降解途径与8：2氟调醇的也基本相似：首先，6：2氟调醇水解生成6：2氟调醛，6：2氟调醛很快继续氧化生成6：2氟调酸，6：2氟调酸脱去1个氟原子生成6：2不饱和氟调酸，然后通过细胞色素P450酶等作用生成5：3仲氟调醇,最后再脱去1个碳生成全氟己酸。其中，5：3氟调酸与7：3氟调酸一样，都是(n-1)：3不饱和氟调酸的稳定转化产物，也是生物降解生成量较高的终产物之一。与8：2氟调醇的降解途径不同的是，5：3仲氟调醇除了能脱1个碳生成全氟己酸之外，还能够生成少2个碳的全氟戊酸,且全氟戊酸的生成量也较全氟己酸高，但是7：3仲氟调醇却只能得到少1个碳原子的PFOA，这一现象目前还没有得到很好的解释。

2.2 PFOS前体化合物的生物降解

Yin等[35]对N-乙基全氟辛基磺酰胺(N-EtFOSA)的生物降解进行了研究，结果发现，N-EtFOSA只能在好氧条件下降解，产物主要为PFOS。N-EtFOSA生物降解生成PFOS的主要途径为：N-EtFOSA先脱乙基生成全氟辛基磺酰胺(PFOSA)，PFOSA再脱氨基进一步转化生成PFOS[36]。

2.3 PFOA和PFOS的生物降解

PFOA和PFOS的脱氟是PFCs能否被生物降解的关键，尽管有一些研究显示PFOA在厌氧条件下很难生物降解[37-39]，但对这2个典型PFCs的相关研究并没有被放弃，而且近年来也取得了令人振奋的成果：何海涛等[40]从土壤中驯化得到1株能降解PFOA的克雷伯氏杆菌及2株能降解PFOS的细菌，在降解产物中均检测到了氟离子；谢毓等[41]以PFOS为唯一碳源从土壤中筛选出3种对PFOS有降解作用的细菌，分别属于鞘脂菌属、中华根瘤菌属和苍白杆菌属，但遗憾的是降解率较低，只有18.4%；Kwon等[42]从废水处理厂的污泥中分离筛选出1株铜绿假单胞菌(Pseudomonasaeruginosa)HJ4,对PFOS显示出一定的降解能力，降解48 h后PFOS(1 400～1 800 μg·L-1)的降解率可达67%；Chetverikov等[43]筛选出1株香鱼假单胞菌(Pseudomonasplecoglossicida)2.4-D，可将PFOS转化成全氟庚酸，降解6 d后PFOS的降解率可达75%；尽管Liou等[38]研究发现PFOA在厌氧条件下是生物惰性的，但他们在研究PFOA与三氯乙烯厌氧共代谢时也发现了PFOA总量的下降；Yi等[44]通过驯化筛选出1株副黄假单胞菌(Pseudomonasparafulva)，对PFOA的降解率可达48.1%；Colosi等[45]研究发现，利用辣根过氧化物酶(HRP)以4-甲氧基苯酚为共代谢物的条件下，发生Kolbe脱羧，最终可使碳氟键断裂而使PFOA脱氟降解；无独有偶，Luo等[46]也发现，漆酶以1-羟基苯并三氮唑为介质的条件下，利用自由基的氧化作用，通过Kolbe脱羧循环，逐渐脱去氟原子，最终可将PFOA彻底生物矿化生成CO2；最近的一篇报道[47]发现，1株放线菌Acidimicrobiumsp.strain A6在PFOA或者PFOS存在下，可以将铵氧化为亚硝酸盐，同时还原三价铁，在以氢作为电子供体的过程中，PFOA或PFOS逐渐脱去氟原子，100 d的降解率可达60%。

3 结语

PFCs虽然显示出一定的生物惰性，但相关报道研究的条件均为厌氧降解，因此并不能完全否定其被生物降解的潜力，同时最近也有文献报道在有氧气存在的情况下它们能够被生物脱氟。目前，对于PFCs生物降解的研究还是非常有限的：利用微生物菌株的降解仅限于对菌种和降解率的报道，没有涉及降解机理的阐明；虽然有利用过氧化物酶发生自由基反应的机制报道，但是对于这种机制是否具有普遍适用性还是有其特定的适用范围，或者生物降解是否还存在其它机制等很多关键问题还并不清楚；此外，无论是PFOA还是PFOS的降解率都太低，相比其它方法很难突出生物降解的优势。因此，在前人研究的基础上，如何从机制上进一步阐明PFCs的生物可降解性，以及提高其生物降解率将会是后续研究需要重点解决的问题。