六氟环氧丙烷三聚体羧酸(HFPO-TA)环境和生态毒性研究进展

钱力波 黄美薇 苏兆本 郭 勇 陈庆云

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

0 前言

含氟表面活性剂广泛地应用于工业生产和日常生活中。常用作聚合分散剂、泡沫灭火剂、铬雾抑制剂和拒水拒油剂。含氟表面活性剂具有高的表面活性、拒水拒油性和高的化学稳定性，这使其在许多场合“不可或缺”[1-2]。但是，近年来，研究表明含氟表面活性剂具有高的环境持久性和生物累积性，对人的健康和生态环境带来了潜在的危害[3-6]。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[7]。

PFOA是含氟高分子合成中最常用和高效的分散剂，可应用于聚四氟乙烯(PTFE)、聚偏氟乙烯(PVDF)和氟橡胶等氟聚合物的乳液聚合反应。PFOA的淘汰促进了其他聚合分散剂的研究。许多PFOA替代品被开发出来[2]，六氟环氧丙烷三聚体羧酸(HFPO-TA)是其中重要的一员[8-10]，国家三部委发文支持全氟多醚羧酸的替代应用。然而，Wang和合作者提出了一个替代品研发的关键问题，即每个长链和多氟烷基产品的氟代替代品对人类和环境安全吗? 他们指出，最近更换其他化学品的经验显示出一个“锁定”问题，即从一组结构相似的化学品中取出一种化学品禁止其商业市场上的流通，并由同一组的其他化学品取代，但基本问题并没有得到真正解决。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、生产和释放量以及环境和人类暴露情况等[11]。因此，HFPO-TA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

HFPO-TA由六氟环氧丙烷经二聚体的中间体(化合物1)合成而来，并发展出诸多具有表面活性的物质，HFPO-TA及衍生物的合成见图 1。HFPO-TA的酰氟中间体(化合物2)可以转化成阴离子(化合物3、5和6)[12-13]、阳离子(化合物8)[14]、两性(化合物9和10)[14-15]和非离子表面活性剂[16]，还可以用来合成相应的全氟乙烯基醚[17]。

图1 HFPO-TA及衍生物的合成

HFPO-TA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。其中阴离子表面活性剂中带有甲苯取代的化合物6的表面张力最小，其次是苯基取代的化合物5，最后是羧酸钠(化合物3)。它们的表面张力γcmc都大于17 mN/m，但是带有更大疏水基团的化合物5和6的临界胶束浓度要低于羧酸钠。而阳离子的碘化铵的表面张力γcmc为19.2 mN/m，它的临界胶束浓度为1.0 g/L。氧化胺型(化合物9)与甜菜碱型(化合物10)的表面张力γcmc都低于17 mN/m，同时它们的临界胶束浓度都低于0.1 g/L。从分子吸附面积Amin可以看出，氧化胺(化合物9)的Amin要小于对应的碘化铵(化合物8)和甜菜碱(化合物10)。以上数据表明，由HFPO-TA衍生出的氟表面活性剂具有非常好的表面活性。

表1 HFPO-TA及衍生物的表面活性

2 环境和生态毒性

PFOA和PFOS替代品的安全性和风险评估得到了广泛的关注[18-20]。研究主要集中在替代品在环境中的分布、对野生动物和人体内暴露情况、对模式动物生长发育的影响和人群健康毒性机制的研究。

2.1 在环境中的分布

全球范围内的地表水和土壤中，全氟烷基化合物和其替代品的浓度倍受关注，该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HFPO-TA在一些世界河流和土壤中的分布情况。Pan等[21]研究了世界范围内的地表河流中的HFPO-TA浓度，其中国外河流中美国特拉华河水样中的HFPO-TA浓度最高，达到了0.91 ng/L，而其余国外河流中HFPO-TA浓度的平均值为0.14～0.29 ng/L。在国内，HFPO-TA浓度分布差距较大，其中在太湖中的浓度平均值最高，达到了4.99 ng/L。除了太湖，其他河流包括长江、黄河、珠江和淮河等水样中的浓度平均值为0.19～0.83 ng/L。Pan等[22]还考察了山东小清河的水样，HFPO-TA的浓度达到了7 140 ng/L。研究认为，含氟聚合物工厂影响了河流中的水样，继而可能对小清河流域的大部分地区产生更加深远的影响。Li等[23]研究了海河流域水样中的HFPO-TA浓度，达到了1 ng/L，并且发现HFPO-TA在污泥中的浓度水平和C9～C12的全氟烷基羧酸相当。Feng等[24]也对黄海南部的水样与室内灰尘进行了调研，发现黄海南部沿海水中的HFPO-TA浓度达到了2.4 ng/L，南海南部的孔隙水和海水中的沉积物也都有检测到，浓度范围分别为0.30～42.5 ng/L以及7.6～113.0 pg/g(dw)。Feng[25]与其同事还报道了在山东桓台一家大型氟化工园区附近的饮用水和室内灰尘中的HFPO-TA浓度，其中饮用水中的浓度为0～81.2 ng/L，而室内灰尘中的浓度平均值为4 014 ng/g。以上结果表明，HFPO-TA在环境中的持久性与PFOA的情况类似。

表2 HFPO-TA在环境中的分布情况

表2(续)

2.2 对野生动物和人体内暴露情况

与其他PFOA替代品一样，HFPO-TA在野生动物和人群中的暴露水平也是生态环境相关人员关注和研究的重要内容。HFPO-TA的生物累积性和潜在对生态和健康的影响能够从这些数据中反映出来。表3为HFPO-TA对动物、食物及人体中的暴露水平。Pan等[22]考察了山东小清河中鲤鱼体内血液、肝及鱼肉中的HFPO-TA浓度，发现血液中达到了1 510 ng/L，鲤鱼肝和肉中分别达到了587、118 ng/g。Cui等[26]报道了山东桓台的黑斑蛙体内各个组织的HFPO-TA浓度，发现黑斑蛙肾中最高，达到了59.3 ng/g，其次是黑斑蛙肝中，为13.4 ng/g，其余组织中HFPO-TA浓度大多在10 ng/g以下。Feng等[25]也研究了山东桓台地区的谷物、蔬菜、蛋肉等一系列食物以及居民尿液、头发及血清中的HFPO-TA浓度，发现鸡蛋中最高，达到了390 ng/g，蔬菜其次，达到了45.1 ng/g，其余的粮食中HFPO-TA浓度低于5 ng/g。而居民尿液、头发及血清中都发现HFPO-TA的存在。Yao等[27]和Pan等[22]分别报道了2019年及2016年居民血清内的HFPO-TA浓度，分别为1.8、2.4 ng/mL。综合以上的报道不难看出，HFPO-TA不仅在野生动物中被检出，也出现在粮食食品中，甚至在人体血清内也已发现。这也说明HFPO-TA与PFOA一样，可以在生物体内累积。

表3 HFPO-TA对动物、食物及人体中的暴露水平

对人体暴露的研究还可以通过每日摄入估计量(EDI)来考察。Feng等[25]通过对山东桓台附近居民食用的各类食品、饮用水和室内灰尘等的HFPO-TA和PFOA分布进行了细致的调查，并计算了EDI。研究发现，在室内灰尘中的HFPO-TA浓度达到了4 014 ng/g，PFOA浓度达到了421 ng/g。HFPO-TA浓度远高于包括PFOA在内的其他类型的全氟和多氟烷基化合物(PFAS)，可能是由于HFPO-TA更容易进入固相中，加速了它在灰尘中的沉降，而PFOA更倾向于进入水相。在研究食物样本时，他们也发现PFOA和HFPO-TA在蔬菜中分布较高，尤其在绿叶蔬菜中的浓度分别达到了220 ng/g(dw)和111 ng/g(dw)，这很可能是由于大气中的污染物沉降的结果。除了蔬菜，捕获于渤海的海鲜也被检测出一定浓度的污染物，而周边的氟化物工厂可能是这些较重污染的源头。最后该研究人员对每日估计摄入量(EDI)进行了汇总，计算出了PFOA的EDI为457 ng/kg(bw)/d，而HFPO-TA的EDI达到了51.8 ng/kg(bw)/d。尽管缺乏进一步对比的每日容许摄入量(TDI)数据，但是当地居民健康风险控制形势不容乐观，须引起密切关注。

生物浓缩因子(BCF)反映了生物累积的程度。BCF计算值等于野生动物体内或组织中PFAS浓度与相应水样中PFAS浓度的比值。Pan等[22]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-TA的BCF log值(2.18)高于PFOA(1.93)，表明HFPO-TA比PFOA更具有生物累积性。PFOA和HFPO-TA的生物蓄积性和毒性方面的量化数据见表4。随后，Cui等[26]还发现，HFPO-TA也会在黑斑蛙体内蓄积，但是程度远小于在鲤鱼血液中的蓄积情况，所以种属差异是存在的。在黑斑蛙体内的蓄积量虽然不大，但是HFPO-TA在这种两栖动物体内的生物蓄积性还是大于PFOA。辛醇-水分配系数Kow值也与化合物的生物蓄积性有一定的正相关性，通常logKow值越大，生物蓄积性越强，相关数据见表4，HFPO-TA的logKow值大于PFOA[22,24,29]。

表4 PFOA和HFPO-TA的生物蓄积性和毒性方面的量化数据

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人体蛋白、基因及细胞水平和啮齿类动物喂养试验上[28-29]。Sheng等[28a]对比了HFPO-TA和PFOA对人类肝细胞产生的毒性作用，以及这两个物质与人类肝脏脂肪酸结合蛋白(hL-FABP)的结合作用，部分相关数据见表4。他们发现，HFPO-TA对细胞的毒性作用更强，但是有着不同的细胞增殖机制。此外，与hL-FABP的结合亲和力 PFOA

此外，Li等[29]也对HFPO-TA的肝毒性进行了相关的研究。他们报道了HFPO-TA对过氧化物酶体增殖物激活受体γ(PPARγ)介导通路的破坏作用。试验数据表明，HFPO-TA具有比PFOA更高的与PPARγ的结合亲和力(见表4)、激动活性和脂肪生成活性。他们认为，HFPO-TA比PFOA具有更大的潜在副作用[29]。

Xin等[30]还研究了HFPO-TA的内分泌干扰作用，比较评价了HFPO-TA的体内外雌激素作用。体外试验表明，HFPO-TA与雌激素受体配体结合域(ER-LBD)的结合强度是PFOA的2.5倍。HFPO-TA表现出对雌激素受体(ER)信号通路的拮抗活性，这与PFOA表现出激动性活性不同。此外，他们还以斑马鱼为模型研究了PFOA和HFPO-TA对雌激素的干扰作用。体内试验结果表明，这两种化学物质均能改变性激素平衡，提高卵黄素水平。他们的结论是：HFPO-TA可能不是PFOA的安全替代品，值得进一步评价[30]。

Ke等[31]研究了HFPO-TA对微生物丰度、群落结构和功能的影响，评估了HFPO-TA对土壤环境中古菌、细菌、氨氧化古菌(AOA)和氨氧化细菌(AOB)的潜在影响。HFPO-TA的添加起初降低了古菌和细菌的丰度。但是，长时间培养后，HFPO-TA可促进古菌、细菌和AOA丰度的提高。在整个培养过程中，HFPO-TA的添加提高了AOA丰度，但抑制了AOB的生长。AOA和AOB群落结构变化较大。潜在硝化速率(PNR)在初期呈先上升后下降的趋势，说明HFPO-TA可能会影响氨氧化。微生物体系的研究对评价HFPO-TA对生态环境的影响将产生积极作用。

2.4 HFPO-TA的降解与回收

为了减少HFPO-TA产生的环境持久性、生物蓄积性及生态毒性问题，科研工作者开展了对HFPO-TA的降解与回收研究。Bao等[32]报道了一种先通过纳滤收集浓缩液再使用高级氧化法(紫外光/过硫酸钾)和高级还原法(紫外光/亚硫酸钠)对HFPO-TA等寡聚物进行集中降解的方法，其中，使用高级还原法HFPO-TA在2 h内完全降解，而使用高级氧化法HFPO-TA在4 h内降解约60%。Chen等[33]设法使用十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)形成的胶束来增溶HFPO-TA等物质，再经由3种羟基取代的苯乙酸(HPA)在紫外光照射下形成的水合电子，对胶束内的HFPO-TA进行还原降解。他们发现，使用紫外光照射的CTAB/HFPO-TA/HPA三元体系可以将HFPO-TA在4.5 h内降解完毕，并且在8 h内脱氟率达到30%～35%。Li等[34]还研究了HFPO-TA自身在紫外光条件下的降解情形，并发现在72 h的紫外光照射下，HFPO-TA降解75%，脱氟率达到了25%。除了降解HFPO-TA，Wang等[35]还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。Qu等[36]还研究了江苏常州饮用水处理厂的饮用水中对HFPO-TA的吸附处理情况。研究发现，虽然颗粒活性炭能够有效吸附HFPO-TA等其他磺酸或羧酸的氟代物，但是对于其他短链全氟烷基物前体的吸附效率并不高。综合以上研究，HFPO-TA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-TA是否能够自身实现降解，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

长链全氟烷基化合物及其氟醚替代品的环境问题得到了广泛的关注。综述了六氟环氧丙烷三聚体羧酸(HFPO-TA)的合成、性能和环境生态毒性，尤其是对近年来关于HFPO-TA环境和毒理方面的研究进行了汇总。HFPO-TA在环境中广泛存在，不仅在氟化工厂的周边，在全球和全国的水体、野生动物、食物和人体中都能检出HFPO-TA。HFPO-TA的毒性研究集中在肝毒性和内分泌干扰上，结合现代的蛋白和基因研究等方法，研究者发现，HFPO-TA比PFOA具有更强的生物累积性、更强的肝毒性和内分泌干扰效应。微生物学研究还表明，HFPO-TA会影响微生物群落结构。尽管部分人工的方法可以实现HFPO-TA的富集和降解，然而HFPO-TA在自然界中的降解行为仍不清楚。鉴于在环境中检测到的HFPO-TA浓度相当高，具有显著的肝毒性和明显的内分泌干扰作用，迫切需要进一步的研究，包括长期接触HFPO-TA的毒性作用，其在动物体内的代谢和半衰期，以及性别和物种差异。综上所述，现有试验结果表明，HFPO-TA作为PFOA替代品可能是不合适的。

致谢：

感谢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)和国家自然科学基金重点项目(21737004)的资助