六氟环氧丙烷二聚体羧酸(HFPO-DA)环境和生态毒性研究进展

王 雪 兆绮乐 黄美薇 郭 勇 陈庆云

(1.中科院上海有机化学研究所，上海 200032；2.上海理工大学，上海 200093； 3.中国科学院大学，北京 100049)

0 前言

由于碳氟键的特殊性质使氟表面活性剂具有“三高两疏”的特性，即高表面活性、高热稳定性和高化学稳定性以及疏水、疏油的特性。氟表面活性剂表现出更低的表面张力，这是碳氢表面活性剂以及硅表面活性剂不能达到的，这些特殊性能使其在许多应用中都是不可替代的。氟表面活性剂常被用于生产高效乳化剂、泡沫灭火剂、硬表面清洗剂、铬雾抑制剂以及防水、防油、防污的三防整理剂和涂料等[1-2]。

近年来，随着人们对环境问题越来越重视，调查发现许多氟表面活性剂具有环境持久性、毒性、生物累积性和长距离迁移的特征，氟表面活性剂在制造、使用和处理过程中会直接或间接排放，使它们在全球范围内的环境中都可以检测到，危害生态环境及人的身体健康[3-4]。因此，联合国环保署分别在2009年和2019年将全氟辛烷磺酸(PFOS)和全氟辛酸(PFOA)列入了《斯德哥尔摩公约》，禁止和控制长链全氟烷基化合物的使用[5]。

随着PFOS和PFOA的禁用和控制使用，一系列环保替代品的研究与开发已成为一种全球趋势。全球生产商趋向于用短链同源物或其他类型(非)氟化化学品取代长链氟烃。其中PFOA(C8)的替代品六氟环氧丙烷二聚体(HFPO-DA，C6，杜邦商品名GenX)的研发思路是缩小全氟碳链的长度，并且在氟碳链段中插入氧杂原子形成全氟聚醚类表面活性剂。以此来达到目前研究所认为的两个核心目标：1)氟碳链段小于7个碳和小于6个碳的替代品没有生物累积性，而且它的生物放大潜力很小；2)氟碳链段中插入氧杂原子以确保可降解性。然而，Wang和合作者提出疑问，目前研究的替代品对人类和环境是否安全，为了回答这个问题，需要对替代品相关信息进行评定，如化学结构、物理化学性质、(生物)降解性、生物累积性、(生态)毒性以及环境和人类暴露情况等[6-7]。因此，HFPO-DA作为替代品是否合适，需要科学地搜集证据以得出结论。

1 合成和性能

六氟环氧丙烷在氟离子的作用下发生阴离子聚合反应得到HFPO-DA的酰氟中间体(化合物1)，中间体可以通过水解、氨解和醇解等反应衍生出诸多含氧杂原子的阴离子型(化合物2、4和5)[8-9]、阳离子型(化合物7、9和10)、两性型(化合物8、11、12)及非离子型氟表面活性剂[10-12]。HFPO-DA及衍生物的合成见图1。

图1 HFPO-DA及衍生物的合成

HFPO-DA及衍生物的表面张力(γ)和临界胶束浓度(cmc)的相关数据见表1。这些氟表面活性剂的表面张力均小于23 mN/m，低于碳氢表面活性剂。其中有3种氟表面活性剂的表面张力低于20 mN/m。两性型氧化胺(化合物8)氟表面活性剂的表面张力(γcmc)最低达到18.4 mN/m，它的临界胶束浓度为6.9 g/L；阳离子型碘化铵(化合物7)氟表面活性剂的表面张力为18.5 mN/m，它的临界胶束浓度为9.2 g/L；阴离子型带有苯基取代的化合物4的表面张力为19.0 mN/m。阳离子型双子季铵盐(化合物9)的临界胶束浓度最低达到0.8 g/L，远远低于HFPO-DA衍生物中其他类型的氟表面活性剂，说明含两个疏水基的化合物9形成胶束所需的浓度最低。从分子吸附面积Amin可以看出，氧化胺型(化合物8)的Amin要小于对应的碘化铵(化合物7)。以上数据表明，由HFPO-DA衍生出的氟表面活性剂具有较好的表面活性，但与PFOA 和 HFPO-TA相比还是有不小差距[5]。

表1 HFPO-DA及衍生物的表面活性

2 环境和生态毒性

HFPO-DA被用作传统的PFOA的替代品，然而人们对其人类暴露风险知之甚少。以下综述了HFPO-DA在各种环境介质中的分布以及在人类和野生动物中的暴露情况、动物的毒理学特征和毒性机制，并对替代品对人类和生态健康的风险作了评估。

2.1 在环境中的分布

全氟烷基化合物及其替代品在全球范围地表水和土壤中的浓度倍受关注，这一数据可以体现替代品的环境持久性和远距离迁移能力。大多数替代品与PFOA一样，在环境中会降解出稳定的羧酸盐，因此，研究主要集中在检测其羧酸根阴离子在各种环境场所中的浓度。

表2列出了一些世界河流、土壤和空气中HFPO-DA的分布情况。Pan等[13]研究了世界范围内地表河流中的HFPO-DA浓度，其中国外河流中美国特拉华河水样中的HFPO-DA浓度最高，达到了3.32 ng/L，而其余国外河流中的HFPO-DA浓度平均值为0.99～1.38 ng/L。在国内，HFPO-DA浓度分布差距较大，其中太湖水样中的平均值最高，达到了14.0 ng/L。除了太湖，其他河流包括长江、黄河、珠江、淮河等水样中的平均值为0.73～1.92 ng/L。Pan等[14]还考察了2015年山东小清河的水样，HFPO-DA的浓度达到了237 ng/L。研究认为，含氟聚合物工厂影响了河流中的水样，继而可能对小清流域的大部分地区产生更加深远的影响。Li等[15]还考察了2019年山东小清河的水样，HFPO-DA的浓度达到了828 ng/L。通过对比2015年和2019年山东小清河水样中HFPO-DA的浓度，发现水样中HFPO-DA的浓度随着时间的增加而变化，污染程度加剧。Brandsma等[16]调查了离荷兰含氟聚合物制造厂25公里内附近草坪、树叶以及饮用水中的HFPO-DA浓度，其平均值分别达到了27 ng/g、86 ng/g和3.1 ng/L。并且观察到随着与植物距离的增加，叶子和草中/上的HFPO-DA浓度呈梯度下降。通过分析结果给出建议，在距离公司1公里范围内种植的菜园作物应该尽量避免食用。Zhong等[17]研究了东海和黄海海洋沉积物中遗留的HFPO-DA的浓度平均值分别为0.19 ng/g和0.09 ng/g。Kotlarz等[18]检测到2017年美国威尔明顿居民饮用水中HFPO-DA的浓度平均值为50 ng/L。Feng等[19]报道了在山东桓台一家大型氟化工园区室内灰尘中HFPO-DA的浓度平均值，研究发现，室内灰尘中的HFPO-DA浓度达到了159 ng/g，PFOA浓度达到了421 ng/g。虽然比PFOA浓度低，但是HFPO-DA还是会在室内灰尘中暴露。以上结果表明，HFPO-DA在环境中的持久性与PFOA的情况类似。

表2 HFPO-DA在环境中的分布情况

2.2 对野生动物和人体内暴露情况

随着工业的发展，自2010年以来，HFPO-DA的铵盐在欧洲的年产量为10～100 t。因此，人们越来越关注它在野生动物和人体中的暴露水平、生物累积性和毒性的问题。表3为HFPO-DA对动物、食物及人体中的暴露水平。Pan等[14]考察了2015年山东小清河中鲤鱼体内血液、肝及鱼肉中的HFPO-DA浓度，发现血液中达到了2.09 ng/mL，鲤鱼肝和肉中分别达到了1.37 ng/g和1.53 ng/g。Li等[15]研究了2019年山东小清河中浮游生物、双壳类以及鱼类体内的HFPO-DA浓度，发现浮游生物中达到了0.37 ng/g，双壳类和鱼类中分别达到了0.68 ng/g和0.93 ng/g。Kotlarz等[18]报道了美国北卡罗来纳州威尔明顿市牛体内血清中的HFPO-DA浓度为1.2 ng/mL，居民体内血清中的HFPO-DA浓度的中间值为3.2 ng/mL。

表3 HFPO-DA对动物、食物及人体中的暴露

表3(续)

Feng等[19]也研究了山东桓台地区的小麦、玉米、蔬菜以及居民血清中的HFPO-DA浓度，他们发现PFOA和HFPO-DA在蔬菜中分布较高，尤其在绿叶蔬菜中浓度分别达到了220 ng/g(dw)和20.1 ng/g(dw)，这很可能是由于植物通过根系和叶片从土壤和空气中吸收积累有机污染物的结果。虽然HFPO-DA在蔬菜中被检测到，但它在动物源性食物(包括肉、鸡蛋和山羊奶)和人类样本(尿液、头发和血清)中表现出相当低的生物积累性。从内部暴露的角度来看，它们之间的明显差异意味着引入氧原子可能会极大地影响HFPO-DA的环境和生物行为。从外部暴露的健康风险评估每日估计摄入量(EDI)来看，PFOA的EDI为457 ng/kg(bw)/d，而HFPO-DA的EDI为52.1 ng/kg(bw)/d。根据以上结果，他们认为可能高估了HFPO-DA暴露的潜在风险。

Zhang等[20]对 2019 年在东海沿岸搁浅的无鳍大海豚的肝脏、心脏、肠道、脾脏、肾脏、胃、肺、肌肉和皮肤进行了分析，以测量遗留的HFPO-DA的浓度。其中海豚皮肤中HFPO-DA的浓度最高，达到4.54 ng/g，其次是海豚的肝脏中，达到3.28 ng/g，最后是海豚脾脏、肌肉、肠道、肺、心脏和胃中的浓度为0.33～1.75 ng/g。Wang等[21]研究了韩国白翎岛和韩国红岛黑尾鸥卵中的HFPO-DA浓度，分别为1.09 ng/g和0.05 ng/g。综合以上的报道不难看出，HFPO-DA不仅在野生动物中被检测出，在粮食食品中也存在，甚至在人体血清内也已发现。以上结果均说明了HFPO-DA会在野生动物以及人体内暴露。

生物浓缩系数(BCF)和生物累积系数(BAF)均是描述化学物质在生物体内累积趋势之重要指标。表4中列出了PFOA和HFPO-DA的生物蓄积性和毒性方面的部分量化数据。Pan等[14]发现，BCF随着氟醚表面活性剂分子链长度的增加而显著增加。血液中HFPO-DA的logBCF值(0.86)低于PFOA(1.93)，表明HFPO-DA比PFOA更不易在生物体内累积。Burkhard等[22]发现，鱼类肌肉或鱼片中HFPO-DA的logBAF值(0.61)低于PFOA(0.93)，鱼类肝脏中HFPO-DA的logBAF值(0.50)低于PFOA(1.96)，也表明HFPO-DA比PFOA更不易在水生生物体内累积。辛醇-水分配系数Kow值也与化合物的生物累积性有一定的正相关性，通常logKow值越高，生物蓄积性越强，相关数据见表4。分配系数越大，越容易透过生物膜而进行扩散。HFPO-DA的logKow值小于PFOA[20]。以上结果表明，HFPO-DA的生物累积性比PFOA更弱。

表4 PFOA和HFPO-DA的生物蓄积性和毒性方面的部分量化数据

2.3 模式动物生长发育的影响和人群健康毒性机制

在PFOA及其替代品的毒性评估中，肝毒性研究具有非常重要的意义。肝毒性的研究集中在蛋白、基因及细胞水平和动物喂养试验上。Guo等[23a,b]将成年雄性小鼠暴露于不同浓度(0.4、2.0和10.0 mg/kg/d)的PFOA、GenX及其类似物中28天，发现在10 mg/kg/d剂量下雄性小鼠体内肝脏中HFPO-DA和PFOA的浓度分别达到19 μg/g和117 μg/g，在2 mg/kg/d剂量下雄性小鼠体内血清中HFPO-DA和PFOA的浓度分别达到13 μg/g和60 μg/g。在相同剂量下雄性小鼠肝脏和血清中HFPO-DA的浓度小于PFOA。随后他们对PFOA、HFPO-DA在肝脏和血清中的积累程度进行分析，发现PFOA远大于 HFPO-DA，PFOA的累积程度为10%，而HFPO-DA的累积程度为0.8%。Li等[24]通过研究受体结合、受体活性和细胞脂肪生成活动，分析HFPO-DA和PFOA对过氧化物酶体增殖物激活受体γ(PPARγ)是否具有潜在破坏作用。受体结合试验结果表明(见表4)，HFPO-DA形成的氢键数少于或等于PFOA，其结合亲和力远小于PFOA，故PFOA更易促进脂质分化和积累。总的来说，与PFOA 的结合亲和力和脂肪生成活性相比，HFPO-DA更低，而据Qian等[5]总结，HFPO-TA更高。由此可见，在这三者之中HFPO-DA对PPARγ的破坏性相对更小。

脂肪酸代谢紊乱也是PFOA及其替代品诱导的主要毒理学特性。在正常个体中，肝脏中脂质代谢平衡的破坏可导致肝脏中脂质过度积累和氧化。Sheng等[25]对比HFPO-DA和PFOA与人类肝脏脂肪酸结合蛋白(hL-FABP)的结合作用。hL-FABP的结合亲和力大小顺序为HFPO-DA

此外，在毒理学中，半数致死量(LD50)是描述有毒物质或辐射毒性的常用指标。LD50值越小，表示外来化合物毒性越强。Zhang等[21]对大鼠急性毒性的LD50值进行分析，HFPO-DA和PFOA的LD50分别为1 750 mg/kg和190 mg/kg，说明HFPO-DA的毒性小于PFOA。但环境和生物群中的HFPO-DA浓度随时间而增加的情况令人担忧。Conley等[26]评估了HFPO-DA的大鼠围产期毒性。对母体的影响包括增加肝脏重量、改变血脂和甲状腺激素浓度。给药间隔期间母体血清和肝脏中的HFPO-DA浓度相似，表明清除速率快，但母鼠在较低剂量GD8-PND2给药的情况下比GD17-21给药具有更大的肝脏重量和妊娠期体重增加效应，表明暴露持续时间对毒性影响较大。对幼鼠的影响包括降低出生体重、增加新生幼鼠死亡率和肝脏重量。新生幼鼠肝脏的组织病理学评估表明，糖原储备显著减少，幼鼠出生时出现低血糖。对两者的共同影响是改变了肝脏中过氧化物酶体增殖物激活受体(PPAR)通路基因的表达。总的来说，HFPO-DA对大鼠具有发育毒性，其不良反应与PFOA相似。

Xu等[27]将鸡胚暴露于HFPO-DA中，研究其潜在的发育性心脏毒性和肝毒性，重点关注过氧化物酶体增殖物激活受体(PPARα)的作用，这是PFOA诱导毒性的主要分子靶点。结果表明，鸡胚发育期暴露于HFPO-DA诱发的发育毒性类似于PFOA，包括发育性心脏毒性(右心室壁变薄和心率升高)和发育性肝毒性。PPARα的沉默减轻了这种影响，表明PPARα参与了HFPO-DA诱导的鸡胚发育毒性。

2.4 HFPO-DA的降解与回收

随着HFPO-DA已在世界各地的河水中被检测到，人们对其所产生的环境持久性和对生物蓄积性以及生态毒性的潜在不利影响深感担忧。因此，许多科研工作者开展了对HFPO-DA的降解与回收研究。Bao等[28]研究了典型的高级氧化还原技术(紫外光/过硫酸盐氧化和紫外光/亚硫酸盐还原)对HFPO-DA的降解性。结果表明，使用紫外光/过硫酸盐氧化法，HFPO-DA在3 h内降解约5%，使用紫外光/亚硫酸盐还原法，HFPO-DA在2 h内完全降解。Dixit等[29]研究使用阴离子交换树脂从饮用水和循环水中有效去除HFPO-DA。Pica等[30]通过分析得出纳滤是一种有效的预浓缩技术，有可能大大降低电化学氧化和潜在的其他破坏性技术的处理成本。因此使用纳滤的处理方法去除HFPO-DA，然后对浓缩的纳滤废液进行电化学处理。Wang等[31]研究了通过阳离子共价有机骨架的方法实现了比传统活性炭以及树脂更加高效的吸附去除。综合以上研究，HFPO-DA的降解与吸附是可以通过现有的降解方法实现的。但是排放在环境中的HFPO-DA自身是否能够实现降解，以及其完全矿化的周期如何，还需要开展进一步的研究。

3 结语

HFPO-DA作为PFOA的替代品，其应用性能和环境特性受到广泛的关注。HFPO-DA衍生出的表面活性剂的表面张力较高，临界胶束浓度也较大，故不具备较好的应用性。HFPO-DA的Kow值较小，这与其表面活性较差是一致的，同时HFPO-DA具有较小的BCF和BAF，其与动物和人体蛋白的结合作用也相对较弱，生物累积性比PFOA显著降低。HFPO-DA 在环境中被普遍检出，其环境持久性和PFOA相类似，不同的是，在人体和动物体内HFPO-DA的检出浓度非常低，这与其较低的生物累积性是一致的。模式动物试验表明，HFPO-DA具有一定程度的肝毒性和发育毒性，其毒性较PFOA低。HFPO-DA 的富集和人工降解技术已经有了较好的研究基础。综上所述，持续的关注和控制HFPO-DA及其他的PFOA替代品仍然是社会可持续发展的要求。

致谢：

感谢国家自然科学基金重点项目(21737004)，中国科学院科技服务网络计划项目(KFJ-STS-QYZX-068)，福建省科技厅(2020T3020)和三明市科技局揭榜挂帅项目的资助。