全氟羧酸及其前体物质的环境分布、毒性和生物转化研究进展

郭萌萌，谭志军，吴海燕，郑关超，付树林，彭吉星，李风铃，翟毓秀

(国家水产品质量监督检验中心，中国水产科学研究院黄海水产研究所，山东 青岛 266071)

全氟羧酸(perfluorocarboxylic acids, PFCAs)是全氟烷基物质的一类主要代表性化合物，其分子结构由氟化碳链[F(CF2)x]和羧酸基团(-COO-)组成。因全氟烷基物质特有的C-F键具有很高的化学键能(约110 kcal/mol)，使PFCAs具有持久性、难降解性及生物富集性，可随食物链富集和放大到相当高的浓度，并有远距离传输能力[1]。毒理学研究表明，PFCAs毒性主要表现在肝脏毒性、免疫毒性、生殖和发育毒性、内分泌干扰以及潜在的致癌性[2-4]。PFCAs目前已在大气[5-6]、水体[7-8]、生物体[9-10]、血液[11]、家居用品和消费品[12]中被广泛检出。全氟辛酸(perfluorooctanoate，PFOA)是环境中分布最广泛的PFCAs，也是环境中多种全氟烷基物质的最终转化产物[13]。鉴于PFCAs存在的广泛性以及引起的生态毒理效应，国际上许多组织限制了以PFOA为代表的全氟羧酸的生产和使用。2006年，美国环境保护署(Environmental Protection Agency，EPA)出台了致力于消除PFOA的管理方案[14]；2012年，国际癌症研究机构(International Agency for Research on Cancer，IARC)将PFOA列为2B类致癌物质[15]；2013年，欧洲化学品管理局将PFOA列为第9批高度关注物质(substances of very high concern，SVHC)[16]；2015年，EPA重申“PFOA管理计划”，3M公司和杜邦公司为响应此计划已开始向生产碳链更短的全氟丁基、全氟己基类化合物转变[17]。而中国对PFCAs的研究尚处于起步阶段，随着工业的快速发展，很多PFCAs作为表面活性剂、乳化剂等在行业中大量使用，但是尚未出台相关标准和规范限制PFCAs的使用。

研究表明，食品是非职业性暴露人群最重要的PFCAs摄入来源[18]，针对PFCAs特别是PFOA引起的潜在健康问题，许多研究机构均提出食品中PFOA的每日耐受量(tolerable daily intake，TDI)。德国联邦风险评估研究所、欧盟食品安全局和英国食品、化妆品及环境中化学毒品委员会分别提出PFOA的TDI为100、1 500和3 000 ng/(kg·d)[19]；美国EPA提出饮用水中PFOA健康建议值为400 ng/L[20]；中国研究人员对全国重点城市饮用水中的PFOA进行评估，建议国内饮用水中PFOA的基准值为109 ng/L[21]，这一基准值低于美国EPA制定的饮用水中PFOA标准建议值。

PFCAs在环境中的来源主要为工业生产中直接释放、商业材料残留的原料或杂质以及由其前体物质的生物或非生物转化而来。其中，前体物质的转化尤其受到关注。从1975年到2014年，据估算约有6～130 t的 PFCAs 由其前体物质转化生成[15]。PFCAs前体物质的转化是环境和生物体中PFCAs的重要间接来源，并在微生物[22-23]、土壤[24-25]、大鼠和小鼠[26-27]以及鱼类[28-29]体内的生物转化实验中得到证实。基于PFCAs及其前体物质的潜在危害，文章主要针对该类化合物的环境分布、毒性以及生物转化方面的研究进行概述，为生物体内尤其是水生生物体内PFCAs的源解析、污染特征及生物转化机制的相关研究提供参考和依据。

1 全氟羧酸类及其前体物质

全氟羧酸类前体物质是指在工业生产中产生，能够经过降解或转化最终形成PFCAs的一类物质，化学结构由偶数个氟化碳[F(CF2)2n]和连接的官能团形成，主要用于油漆、黏合剂和石蜡等商品以及聚合物的合成等[30]。根据官能团的不同，可以分为以下几类：氟调聚醇类(fluorotelomer alcohol，FTOHs)、氟调聚烯烃类(fluorotelomer olefins，FTOs)、多氟碘烷类(fluorotelomer iodide，FTIs)、氟调聚丙烯酸酯(fluorotelomer acrylate，FTACs)、多氟烷基磷酸酯(polyfluoroalkyl phosphate，PAPs)和其他的官能团类。FTOHs和FTIs是各类表面活性剂、整理剂等氟化产品的工业原料和重要中间体；FTACs单体可以生成FTOHs；PAPs作为表面活性剂，多用于食品包装和家居用品中的防水、防油材料等[31]。表1列出了PFCAs及其主要前体物质的名称、英文缩写和化学结构式。

2002年以后，工业上主要通过调聚合成法生产PFCAs，生产过程中产生的氟调聚物大约是5 000～6 000 t，在氟调聚产品中有100 t的FTOHs存在[15]，但和氟调聚物相比，PFCAs的产量并不高。FTOHs等前体物质可通过空气氧化[8]和生物代谢、水解[32]最终生成PFCAs，这些前体物质的远距离传输性、在环境和生物体中的转化以及PFCAs特殊的物理化学特性是造成PFCAs全球性分布的主要原因。和PFCAs的直接释放相比，工业产品及环境中残留的FTOHs等前体物质已成为人体和生物体内PFCAs的重要来源[33-34]，为此前体物质的生物转化研究已开始得到广泛关注。目前大部分的研究主要集中在8:2 FTOH的生物转化上，但是由于长链(C≥8)PFCAs的生物毒性、潜在的危害性以及一些限制条例的颁布，已有少部分研究开始转向短链前体物质的生物转化过程。

2 全氟羧酸及其前体物质的环境分布

2.1 污染来源

环境中全氟羧酸类前体物质的来源主要是工业及消费品的应用[32]以及热介导聚合物材料的降解[35]。Prevedouros等[13]估测每年大约有100 t的FTOHs和FTOs从氟聚合物废弃品中释放出来。FTOHs这类前体物质具有挥发性，多项研究报道了空气中FTOHs的广泛存在[36-37]，在办公和家庭环境的室内空气及灰尘中常检出FTOHs[13, 38]，其中8:2 FTOH的质量浓度高达28 900 pg/m3，为主要FTOHs物质，其次是10:2 FTOH和6:2 FTOH；且室内空气中FTOHs浓度普遍高于室外空气中FTOHs浓度[37]，有研究指出家具、地毯和织物可能是室内FTOHs的主要来源[39]。

PFCAs来源主要分为两类，一类在工业生产中以酸、阴离子和铵盐的形式释放到环境中，包括商业材料中 PFCAs的使用以及生产 PFCAs 过程中残留的原料或杂质；另一类则作为间接来源，由前体物质经过大气反应或生物转化而来。有研究表明，大气中FTOHs被氧化形成PFCAs约需要20 d 的时间[31]，并可在大气中远距离传播，从而使PFCAs的污染扩散至世界各地；食品包装防护用纸中的PAPs类前体物质可在小鼠[26]，污水[12]和土壤[40]中转变成 PFCAs 类化合物。

2.2 环境分布特征

在各类环境介质中，水环境是PFCAs存在的重要媒介，PFCAs可随洋流迁移至世界各地。PFCAs及其前体物质在淡水[9, 41]、沿海地区[42-43]、海洋[44-45]和地下水[46]、饮用水[47]及污水[48-49]中都有检出。美国EPA提出的饮用水中PFOA的健康建议值为400 ng/L[20]，而几乎所有被污染的水体都超过此含量。污水处理厂通常是PFCAs的来源和归趋所在，在污水处理厂的污水和活性污泥中，偶数碳PFCAs浓度明显高于奇数碳PFCAs浓度[48]，这可能是由于微生物系统能够较多的利用偶数碳氟调聚物来进行生物转化，生成相应的PFCAs。同时在污泥和排出物中也检测到FTCAs和FTUCAs的存在[50-51]，这两种物质是氟调聚物降解成PFCAs过程中重要的中间代谢产物，还有一些其他前体物质(diPAPs，FTSAs)的存在[52]。在开放性海域中，PFCAs质量浓度很低，一般在pg/L水平，但是靠近陆地沿岸的海域中PFCAs含量明显升高，达到ng/L含量水平，如大连海域、南海海域以及香港海域的PFOA质量浓度范围分别是0.17～37.55 ng/L，0.160～0.420 ng/L和 0.73～5.5 ng/L[53]。同时，生产、消费和排放结构的不同也可能引起水体中PFCAs的组成分布差异[54]，如在北方城市地表水的PFCAs调查中发现，经济发达地区地表水中的PFOA含量明显高于经济欠发达地区，说明工业活动能引入更多的PFCAs污染[55]。Labadie等[56]通过分析PFCAs在水体、沉积物和鱼类之间的分配行为，获得了确切的生物浓缩系数，对于建立“水体-鱼类”的PFCAs浓度预测模型十分重要。

表1 PFCAs及其前体物质的常用名、缩写和化学式Tab.1 Common names, acronyms, and chemical formulas of PFCAs and their precursors

水生生物受水环境的影响，通过被动扩散和捕食作用吸收PFCAs，从而使PFACs多在水生生物中累积并检出，并通过生物富集沿着食物链的传递造成生物放大。在包含白鲸(Delphinapterusleucas)、独角鲸(Monodonmonoceros)、海象(Odobenusrosmarus)、深海红鱼(Sebastesmentella)、北极鸥(Larushyperboreus)、三趾鸥(Rissatridactyla)、北极鳕(Boreogadussaida)、北方长额虾(Pandalusborealis)和蛤蜊(Myatruncata)的北极生物食物网中，PFOA的检出浓度为ng/kg级别，且处在食物链上层的动物生物积累趋势更加明显，而这种生物富集作用可以通过个体之间的直接捕食来进行[57]；地中海区域的马鲭鱼肉中PFOA含量为172 μg/kg，大型蝎子鱼肉中PFOA含量为110 μg/kg，而欧洲鳗鲡肝脏中PFOA含量高达431 μg/kg[58]；在捷克拉贝河上游流域的鱼肉样品中，C9～C14的PFACs检出率达100%，其中PFDA的含量水平较高，最高含量为22.0 μg/kg[59]；中国环渤海湾沿岸蛤蜊中PFOA的检出率达72%，其中最高含量水平为111 μg/kg，是最主要的PFCAs污染物[60]。

2.3 对人体的暴露途径

空气及灰尘吸入，饮用水和膳食摄入是人体暴露于PFCAs污染的3种最主要途径。夏慧等[61]指出室内灰尘中PFOA的检出率高达100%，且其浓度可能与室内灰尘颗粒大小有一定关系[62]。由于PFCAs特殊的疏水、疏油特性，当进入人体后，并不在脂肪组织中富集，而是与蛋白发生键合进入到血液以及肝脏、肾脏和肌肉等组织中，呈现明显的生物富集性。人类血液中PFCAs含量一般在μg/L水平，德国环境局监测委员会提出全人群PFOA的血浆参考水平为10 μg/L；美国红十字会数据显示[63]，从2000—2006年，血液中PFOA含量下降了27%，而相对较长碳链的PFNA以及PFDA含量分别上升70%和112%。在中国沈阳非职业人群血清中PFOA浓度明显高于美国和日本人的血清浓度，可能与沈阳地区较频繁的工业活动有关[64]。长时间暴露于8:2 FTOH人群血液中的PFOA浓度是普通人的45倍，说明8:2 FTOH在人体中可以明显地向PFOA转化[65]。PFOA(43.8 pg/L)和PFOS(131 pg/mL)是母乳样品中存在的主要污染物，且初次哺乳母亲的母乳中PFOA浓度远高于已有哺乳经历母亲的母乳中PFOA浓度，PFCAs可能对母乳喂养的婴儿造成潜在的风险[66]。在以食鱼为主食的儿童和孕妇中，研究发现每天食用一餐鲸鱼肉可以使人体血清中PFNA增加50%[67]。同时调查结果也显示，膳食摄入是人体受PFCAs暴露的最主要途径，随后按暴露浓度贡献大小依次为：住宅粉尘>消费产品>饮用水>室内空气>室外空气。

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3 全氟羧酸及其前体物质的毒性研究

全氟羧酸及其前体物质的毒性作用非常广泛，以PFOA及其前体物质对啮齿类动物的毒性研究为主，其毒性主要表现为急性毒性[68]、生殖毒性[69]、发育毒性[70]、神经毒性和遗传毒性[71]。这些毒性效应最终在机体中表现为体重下降，肝细胞增殖肥大，血清胆固醇降低，肝脏脂质中脂肪酸组成改变，引起甲状腺激素水平异常以及新生儿死亡率升高等。

由于PFCAs结构的特殊性，其生物蓄积规律与其他持久性有机污染物不同。在进入生物体后，首先与蛋白质结合，如肝脏型脂肪酸结合蛋白(liver fatty acid binding protein, L-FABP)和血浆中的白蛋白与脂蛋白[72]。PFCAs在机体内通过蛋白结合的方式，主要对肝脏造成损伤，其次对肾脏、胰腺、胸腺、脾和甲状腺等组织也有影响[71]。

3.1 肝脏毒性

PFCAs对肝脏的毒性效应主要体现在以下几个方面：通过与L-FABP结合，与脂肪酸及其他配体的结合位点形成竞争，影响脂肪酸的转移和代谢，引发肝脏损害[72]；能够与过氧化物酶体增殖物激活受体α(peroxisome proliferator activated receptors，PPAR-α)结合，从而引起过氧化物酶体增生，而PPAR-α的过度表达与肝癌的发生密切相关[73]；同时，PFCAs与机体的抗氧化损伤有密切关系，引起肝脏氧化应激增强，诱发脂质过氧化(lipid peroxidation，LPO)，导致谷胱甘肽过氧化物酶(glutathione peroxidase，GSH-Px)、超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)及肝细胞色素氧化酶等活性下降[74]，进一步诱发肝癌。在8:2 FTOH暴露实验中，8:2 FTOH能引起小鼠肝脏中过氧化物酶酰基-Co-A酶活性增加及肝细胞增殖，其暴露浓度越高，生成PFOA浓度越高，该酶活力达到最高值的时间越短[75]。

3.2 生殖毒性

PFCAs生殖毒性实验表明，PFOA可提高血液中雌二醇水平，降低睾酮水平，致使睾丸癌的转化生长因子α水平升高[76]，可能与PFOA能提高谷胱甘肽转移酶、GSH-Px、环氧化物水解酶等睾丸代谢酶的活性有关[76]。同时还可能导致仔鼠性成熟延迟，前列腺萎缩、睾丸及精囊腺尺寸增大；此外，FTOHs等前体物质还具有雌激素效应。

3.3 发育毒性

PFCAs及其前体物质的发育毒性实验中，在500 mg/(kg·d) 8:2 FTOH的暴露下，能够引发小鼠胎儿颅骨骨化延迟而导致胎儿骨骼发育异常，而在200 mg/(kg·d)暴露时没有明显变化[77]；高剂量的PFOA还有可能引起新生鼠仔死亡[78]以及在斑马鱼胚胎发育过程中对神经系统造成损伤[79]；流行病学研究表明PFOA经过产前暴露和胎盘传播后，与新生儿的体重和身高下降有一定关系[80]。

3.4 遗传毒性

在遗传毒性方面，将50～400 μmol/LPFOA暴露于HepG2细胞1 h后，DNA断裂水平明显增加，在提高作用剂量和作用时间后，细胞内8-羟基脱氧鸟苷(8-OHdG)明显增加，24 h后细胞微核率明显增加；在对PFOA暴露组的大鼠肝脏RNA提取液进行分析后，与对照组相比，PFOA组有超过500个基因表达异常，与脂类转运和代谢相关基因簇的表达增强最为明显，特别是参与脂肪酸调节的基因，而参与细胞凋亡激素调节等则呈显著的抑制[81]。

3.5 其他毒性研究

关于碳链长度对于毒性的影响研究表明，当分子的直径小于1.5 nm时，即碳链数目小于12时，随着碳链和疏水性的增加，PFCAs的生物毒性逐渐增强；当分子直径大于1.5 nm时(如C14～C18PFCAs)，由于细胞膜对于分子大小耐受性的原因，从而影响其扩散，随着碳链长度和疏水性增加，生物毒性逐渐下降[82]。PFBA 的暴露实验也证明其生物毒性小于 PFOA，能够引起微弱的肝脏增大以及PPAR-α 受体激活[83]。

全氟羧酸及其前体物质对于水生生物的毒理学研究较少。在3种淡水鱼不同链长的FTCAs和FTUCAs的急性、慢性染毒实验中，FTCAs、FTUCAs和PFCAs表现出的生物毒性依次为：FTCAs>FTUCAs>PFCAs。FTCA和FTUCAs引起半数致死的浓度阈值比PFCAs要低1～4倍，这也说明了PFCAs前体物质比PFCAs的毒性更强[84]，FTUCAs和FTUALs还可以与生物体内亲核基团(如氨基酸、谷胱甘肽和蛋白质等)偶联，在鼠肝微粒体[85]中检测到对应的蛋白偶联，可能会干扰蛋白的正常功能。人肝上皮细胞(THLE-2)的生存力实验[5]表明，PFCAs及其前体物质的毒性大小顺序为：FTUALs ≥ FTALs >FTUCAs ≥FTCAs > PFCAs，即氟调聚醛类表现出最强的细胞毒性。

4 全氟羧酸类前体物质的生物转化

全氟羧酸类化合物的前体物质在环境中广泛存在，在大气、土壤以及生物体中都可以转化成半衰期更长、稳定性较好的PFCAs，从而对生态环境和人体健康构成严重威胁。能够进行生物转化的PFCAs前体物质主要有FTOHs，FTIs，FTACs，PAPs和FTSAs等。由于其他前体物质转化率低、半衰期较长以及缺少相应的标准品无法确定具体的产物和转化途径等原因，已有研究主要集中于氟调聚醇(FTOHs)、氟调聚丙烯酸酯(FTACs)和氟调聚酸(FTCAs)等氟调聚化合物在微生物、鼠类、鱼类和人体内的生物转化途径，且以FTOHs为主。

4.1 氟调聚醇类(FTOHs)的生物转化研究

4.1.1 8:2 FTOH在微生物系统中的生物转化

8:2 FTOH首先在乙醇脱氢酶作用下生成8:2 FTAL，随后在乙醛脱氢酶或细胞色素P450酶作用下生成8:2 FTCA，8:2 FTCA脱去-HF生成8:2 FTUCA[86]。在8:2 FTOHs生物转化过程中，8:2 FTUCA是转化过程中重要的分支点，以能够降解烷烃的菌株(Pseudomonasbutanovora和P.oleovorans)为例，Kim等[87]提出8:2 FTUCA可能有两条去路：1)8:2 FTUCA转化生成8:2 ketone，随后生成7:2 sFTOH，最终形成PFOA；2)8:2 FTUCA转化为7:3 FTUCA，随后形成7:3 FTCA和PFHxA。7:2 sFTOH在多个转化实验[86, 88-89]中被认为是PFOA的直接前体物质，7:2 sFTOH可能通过单加氧酶的介导生成PFOA[86]。另外，7:2 sFTOH可以被氧化为7:2 ketone，脱氟生成3-H-7:2 ketone，最后形成2H-PFOA[88]。而8:2 FTUCA形成PFHxA的酶催化机理目前尚不清楚，可能是一系列的脂肪酸异构酶参与反应能够使8:2 FTUCA和7:3 FTUCA的α(C2)和β(C3)之间的双键变成C3-C4和C4-C5位置，产生多种中间代谢产物，最终产生PFHxA[86]。而在厌氧环境中PFOA的产量很低，可能与8:2 FTCA→7:2 sFTOH的转化率低有关[86, 89]。在微生物系统中，并没有发现PFNA的生成[88]，表明微生物系统中8:2 FTCA的α氧化并没有发生。

4.1.2 8:2 FTOH在鼠体内的生物转化

Hagen等[32]首次利用19F NMR和GC检测到8:2 FTOH暴露的大鼠体内有8:2 FTCA，8:2 FTUCA和PFOA生成。此后发现，8:2 FTOH在鼠类代谢途径与微生物中基本一致。不同的是，8:2 FTCA可以通过α-氧化形成PFNA[32]，浓度比PFOA低约10倍。而且，除在小鼠肝细胞中分离出O-葡糖苷酸和O-硫酸盐等共轭代谢物[90]外，还发现8:2 FTUCA和8:2 FTUAL可以与谷胱甘肽(GSH)结合形成共轭物GSH-FTUCA和GSH-FTUAL，而这些共轭产物的形成可能与实验中较低的质量平衡有关[91]。肝细胞的体外实验[85]表明，在8:2 FTOH暴露实验中，7:3 FTCA和8:2 FTCA是主要的代谢产物，而7:3 FTCA可能是由7:3 FTUAL[86]和7:3 FTUCA[85]形成的。Fasano等[86]研究了8:2 FTOH在雌鼠和雄鼠中的代谢途径发现，雌性鼠中含有更高浓度的8:2 FTOH及其中间产物如8:2 FTCA，8:2 FTUCA，7:3 FTCA和7:3 FTUCA等，然而，雄性鼠中最终代谢产物PFNA、PFOA和PFHpA的浓度更高。

4.1.3 8:2 FTOH在鱼体内的生物转化

Butt等[29]通过在虹鳟中口服暴露8:2 FTOH的方式检测到代谢过程中3种中间代谢产物，分别为8:2 FTCA，8:2 FTUCA和7:3 FTCA。而在8:2 FTCA和8:2 FTUCA的暴露实验中发现二者均可以生成7:3 FTCA，但是7:3 FTCA暴露实验中并没有生成PFOA，而是生成了7:3 FTUCA和PFHpA[29]，从而证明了在早期研究中[27]提出的7:3 FTCA可以通过β-氧化形成PFOA的说法是错误的，同时提出了8:2 FTOH在虹鳟体内的代谢路径(图1)。其中，8:2 FTCA的生物转化途径之一为8:2 FTCA→8:2 FTUCA→7:3β-酮酸→7:2 ketone→PFOA的类β-氧化途径。此外，还包括一些其他途径：1)8:2 FTAL能够被氧化为8:2 FTUAL，形成谷胱甘肽共聚物GSH-FTUAL或者经过进一步生物氧化形成7:3β-酮酸，最后形成PFOA或者7:2 sFTOH；2)8:2 FTCA也能经过α-氧化形成PFNA；3)7:3β-酮酸也可通过参与β-氧化路径直接形成PFOA；4) 7:3 FTCA能生成PFHpA，可能是通过形成7:3 FTUCA的方式。不同组织中不同代谢产物消除半衰期存在差异，这可能是由于虹鳟不同组织代谢速率不同引起的。

4.1.4 6:2 FTOH的生物转化研究

近年来，由于国际上对长链(C≥8)PFCAs的一些限制条例的颁布，部分工厂开始停止生产PFOA和可能转化为PFOA的前体物质，部分研究人员也将研究兴趣逐渐转向短链全氟调聚物(6:2 FTOH)[91-93]。因此，有必要研究短链全氟调聚物6:2 FTOH的生物转化和降解途径，以和8:2 FTOH进行比较。

Liu等[25]研究了6:2 FTOH在混合微生物菌群和好氧土壤中的生物转化，周期分别为90 d和180 d。6:2 FTOH能够迅速地在微生物菌群和土壤中降解，半衰期分别为1.3 d和1.6 d。在混合微生物菌群中，第90天的主要代谢物为6:2 FTUCA(23%)和5:2 sFTOH(16%)；微量代谢物包括6:2 FTCA(6%)，5:3 FTCA(6%)和PFHxA(5%)以及一些痕量代谢物PFPeA(<0.5%)。与微生物菌群不一样的是，在好氧土壤中的主要代谢物为PFPeA(30%)和5:3 FTCA(15%)；微量代谢物包括PFHxA(8%)，5:2 sFTOH(7%)，PFBA(2%)和痕量的4:3 FTCA(1%)。同时，8:2 FTOH和6:2 FTOH在土壤中生物转化过程中有差异，8:2 FTOH降解的主要产物是PFOA(40%)，而6:2 FTOH的主要代谢产物是PFPeA(30%)。研究最终提出了6:2 FTOH的生物转化途径，起始步骤和8:2 FTOH类似，6:2 FTOH被氧化为6:2 FTAL，随后被氧化为6:2 FTCA，再形成6:2 FTUCA。6:2 FTUCA有两条转化途径：其中一条最主要的途径为6:2 FTUCA>5:2 ketone>5:2 sFTOH>PFHxA+PFPeA；另外一条是6:2 FTUCA形成5:3 FTCA后，通过水合作用形成3-OH-5:3FTCA，最终形成PFBA以及5:3不饱和酰胺。

图1 8:2 FTOH在虹鳟体内的生物转化途径[29]“8:2 FTOH Precursors” 指能够形成8:2 FTOH的氟调聚类化合物。Fig.1 8:2 FTOH biotransformation pathway in rainbow trout [29]“8:2 FTOH Precursors” refers to fluorotelomer-based compounds that degrade to the 8:2 FTOH.

Zhao等[91]研究了河流沉积物中6:2 FTOH的生物转化，PFCAs的摩尔产量分别为10.4%(PFPeA)，8.4%(PFHxA)和1.5%(PFBA)。结合此前土壤中6:2 FTOH生物转化研究[25]，作者提出6:2 FTOH的生物转化过程，和前面提出的转化途径类似，重要的分支点在6:2 FTUCA，最终可以转化成4:3 FTCA和5:3 FTCA或PFCAs(PFBA，PFPeA，PFHxA)。而且，5:2 sFTOH被认为是PFPeA和PFHxA的直接前体物质。

Martin等[90]研究了6:2 FTOH 在大鼠离体肝细胞中的代谢产物和代谢途径，但并未提出详尽的转化路径。Gannon等[94]研究了6:2 FTOH在大鼠、小鼠和人的肝细胞的体外代谢途径，三者主要的代谢途径都包括谷胱甘肽、葡糖苷酸和硫酸结合物的形成；另一条重要的代谢途径是6:2 FTOH→6:2 FTAL→6:2 FTUAL→5:3 FTUAL→5:3 Uacid→5:3 acid 或6:2 FTAL 生成5:3β-酮醛、PFHxA和PFPeA。结果表明，6:2 FTOH 在大鼠、小鼠和人肝细胞的代谢途径相似，但生成的代谢产物的量存在差异；数据显示，6:2 FTOH的代谢清除率在啮齿动物中较快，且和8:2 FTOH有着类似的内在清除率。Serex等[95]对6:2 FTOH 进行了毒理学评价，并提出因6:2 FTOH急性毒性低、能快速消除，且无遗传毒性，为其未来的生产和使用提供了科学的参考依据。

4.1.5 国内相关研究进展

国内关于FTOHs类前体物质的生物转化过程研究刚刚起步。赵立杰等[96]进行了6:2 FTOH在活性污泥中的转化实验，整个体系质量平衡>71%，6:2 FTOH半衰期为1.8 d，100 d后，中间代谢物及最终产物含量依次为5:3 FTCA(22.4%)>PFPeA(10.4%)>PFHxA (8.4%) > 4:3 FTCA (2.7%) > PFBA (1.5%)。何娜等[97]通过室内模拟实验发现了6:2 FTOH在活性污泥中的降解规律，6:2 FTOH的半衰期为0.9 d；降解产物包括6:2 FTCA，6:2 FTUCA，5:3 FTCA，5:2 sFTOH和PFHxA，PFHxA的最终产率为1.3%。赵淑艳等[98]考察了土壤中8:2 FTOH和10:2 FTOH在蚯蚓体内的富集和消除的代谢动力学规律，并指出消除动力学常数能用一级动力学方程很好地拟合，8:2 FTOH和10:2 FTOH的主要代谢产物分别是PFOA和PFDA，长链的PFCAs在生物体中的清除速率更慢。国内已有的相关研究虽然发现了前体物质生物转化后的产物，但是大多数实验仍然停留在中间代谢物以及最终产物的确证方面，并未提出详细的生物转化途径。由此看来，国内相关研究在增加受试生物种类多样性和通过中间代谢产物暴露实验进一步细化生物代谢途径方面的研究仍有很大空间。

4.2 氟调聚丙烯酸酯类(FTACs)的生物转化研究

Butt等[99]通过食物暴露的方式研究了虹鳟体内8:2 FTAC的生物转化。在5 d的吸收阶段和8 d的消除阶段，分别检测了肝脏、血液、肾脏、胆汁和排泄物中8:2 FTAC母体和可疑代谢物的含量。结果表明，8:2 FTAC在各组织和排泄物中的含量很低，可能原因为其在肠道和肝脏中能快速的降解。Butt等[28]在后续研究中，从腹部和肝脏分离出的亚细胞碎片(S9)的体外生物转化中也发现了8:2 FTAC的快速降解，同时在肝脏、肾脏和血液中发现了几种中间代谢物和最终的代谢物，这些代谢物大体上遵循相同的时间变化趋势，8:2 FTCA、8:2 FTUCA、7:3 FTCA和PFOA在初始暴露的1 h到4 h内迅速形成，此外，还检测到少量的PFHpA，PFNA和7:3 FTUCA。这些代谢物的产量排序为8:2 FTCA>7:3 FTCA>8:2 FTUCA>PFOA>PFNA。8:2 FTCA和8:2 FTUCA在消除阶段迅速地从组织中降解，与之相反的是，7:3 FTCA和PFOA的含量有所上升，表明这些代谢物可以由体内存在的前体物质(如8:2 FTCA和8:2 FTUCA)继续转化生成。在胆汁中，中间代谢产物和最终代谢产物的含量是肝脏中的2倍多，表明胆汁是虹鳟体内全氟羧酸的重要消除部位。同时，根据所有检测到的代谢物的总体含量水平比8:2 FTAC高出270倍的结果，推导出代谢物比母体化合物可能有更好的生物持久性。

4.3 氟调聚酸类(FTCAs)的生物转化研究

Butt等[29]通过食物暴露研究了虹鳟体内8:2 FTCA的生物转化过程，研究目的是探讨8:2 FTOH代谢过程中重要中间体的生物转化过程。在7 d富集时间和10 d消除时间内，检测了血液、肝脏中的母体化合物以及疑似中间体和最终的代谢产物。研究表明，PFOA是8:2 FTCA和8:2 FTUCA的代谢产物，而不是由7:3 FTCA形成的；相反，7:3 FTCA能够形成7:3 FTUCA和新的代谢物PFHpA。8:2 FTCA的暴露实验证实了8:2 FTUCA，7:3 FTCA，7:3 FTUCA，PFHpA，PFOA以及PFNA的快速形成。同时，提出了8:2 FTOH的生物转化途径，代谢的初始步骤为8:2 FTAL的氧化，其氧化生成8:2 FTCA或直接形成葡糖苷酸和磺酸聚合物，而8:2 FTCA后续的生物转化又分为两种途径：一种以类似β-氧化途径来进行，具体为8:2 FTCA>8:2 FTUCA>7:3β-酮酸>7:2 酮>PFOA；另一种途径为8:2 FTCA经过α-氧化直接形成PFNA。

5 结语与展望

文章综述了全氟羧酸及其前体物质的环境分布、毒性和氟调聚类前体物质生物转化研究方面的进展情况。PFCAs前体物质因其易挥发的特性在大气和海洋中具有远距离传输能力，并经过大气反应或生物转化形成PFCAs，从而使PFCAs及其前体物质的污染遍及全球。人体主要通过空气及灰尘吸入、饮用水和膳食摄入等途径受到健康威胁，其中膳食摄入是人体暴露于PFCAs污染的最主要途径。PFCAs前体物质通过生物转化形成半衰期更长、更稳定的PFCAs，且部分前体物质的毒性大于PFCAs的毒性；通过淡水鱼体的急、慢性染毒实验发现：生物毒性由强到弱依次为FTCAs>FTUCAs>PFCAs。已有PFCAs前体物质的生物转化研究，主要聚焦于氟调聚醇类物质(FTOHs)，FTOHs在微生物、鼠类和鱼类中的代谢途径在代谢过程初期基本一致：8:2 FTOH(6:2 FTOH)→8:2 FTAL(6:2 FTAL)→8:2 FTCA(6:2 FTCA)→8:2FTUCA(6:2 FTUCA)，但随后FTUCA的转化可通过两种以上途径最终转化为PFOA，并伴有其他PFCAs的形成。迄今为止，氟调聚醇类前体物质的生物转化研究仍以大鼠或小鼠为主要研究对象，涉及的水生生物也仅局限于虹鳟鱼类，鱼类拥有和哺乳动物相似的代谢能力，主要以类β-氧化的途径生成PFOA：8:2 FTOH→8:2 FTAL→8:2 FTCA→8:2 FTUCA→7:3β-酮酸→7:2 ketone→PFOA。而在其他生物体中，随着一些中间代谢产物的不断确认、新代谢产物的不断发现，代谢过程中相互矛盾的机制也不断清晰[25, 29, 85, 90]，为生物转化途径的解析带来了更多分支，从而导致很难提出完整的转化路径及代谢转化机制。此外，还有少量研究探索其他前体物质的生物转化机制(非FTOHs)，包括PAPs和FTSAs等，PAPs是FTOHs的直接前体物，而且遵循类似的生物转化途径。因此，在增加受试生物种类多样性、拓展其他前体物质及中间代谢物的暴露实验进一步细化、深入地进行生物转化研究工作仍有广泛的空间，而这些研究也面临着诸多挑战。

一方面的挑战是，前体物质的强挥发性使其在生物转化过程中的质量平衡很低，从而导致实验中生物转化率不高。放射性同位素标记、母体化合物及其代谢中间物的定量确证实验表明[85]，PFCAs形成过程中较低的质量平衡主要有两个原因：一是实验环境(如土壤、活性污泥或暴露容器表面)对于母体化合物和中间代谢产物的吸附作用，使其难以完全提取；二是在动物实验中，转化路径的不同分支可形成II相共聚物，如FTOH和葡糖苷酸的结合，FTUCA和谷胱甘肽的结合，而这些共聚物缺乏必要的标准品和定量手段，因此，整个转化过程的形成机制并不完全明确，从而导致了整个过程质量平衡的下降。另一方面的挑战来自于和有机大分子能紧密结合的代谢产物的定量。如FTUALs能够与大鼠肝微粒体和牛血浆中的蛋白紧密结合，这种不能提取的代谢产物的形成解释了实验过程中质量平衡会降低的原因。但研究者们也相信，随着高分辨质谱、生物质谱等分析技术的提高，放射性同位素示踪技术的不断发展以及中间代谢产物的不断确证，结合PFCAs及其前体物质的时空分布和环境行为，为前体物质在生物体内，尤其是水生生物体内的生物转化研究提供更多的理论依据，对于水生生物体内PFCAs的源解析、污染特征及防控策略等研究拓展了更广阔的空间。