韓 淼,李澤楷,許 淋,李昭燕,文欣雨,侍 卿,胡小婕,秦 超,高彥征(南京農業(yè)大學土壤有機污染控制與修復研究所,江蘇 南京 210095)

全氟和多氟烷基物質(PFASs)是一類烷基鏈中與碳原子相連的氫全部或部分被氟原子取代且具有末端功能基團(如:羧基、磺酸基、磺酰基、羥基和膦酸基)的人造脂肪族化合物[1].由于具有極強的穩(wěn)定性與疏水疏油性,PFASs 被廣泛用于農藥、炊具、紡織品和食品包裝等的生產中.PFASs 的大量生產和使用導致其在土壤、水體、大氣和生物體等多種環(huán)境介質中被檢出[2-4],如山東某工業(yè)園區(qū)土壤中PFASs 濃度高達1200ng/g,園區(qū)附近兒童血清中PFOA 含量可達845ng/mL[5].

據(jù)報道,PFASs 進入環(huán)境后,首先與環(huán)境介質發(fā)生吸附-分配作用,該過程中產生的可溶解態(tài)污染物進入生物體后經過代謝轉化生成多種產物,母體化合物和代謝產物與生物組織再次發(fā)生吸附-分配,部分物質最終到達靶器官,進而與蛋白、DNA、脂質等生物大分子發(fā)生相互作用[6],誘發(fā)一系列毒性效應,如生長毒性、生殖毒性和內分泌毒性等[7-9].由此可見,PFASs 在生物體內的毒性效應與其在生物體內的遷移轉化密切相關.

目前,有關生物體內PFASs 的遷移轉化及毒性風險的研究較少,本文采用文獻調查和文獻計量學的方法,綜述了PFASs 在植物、動物、人體內的遷移轉化過程,總結了PFASs 的生長毒性、器官毒性、生理生化毒性、分子毒性等毒性效應及機制,旨在為評估PFASs 的健康風險,制定環(huán)境質量標準,合理控制PFASs 生產和使用提供參考.

1 PFASs 在生物體內的遷移轉化

1.1 常見PFASs 及其分類

PFASs 包括以全氟辛酸(PFOA)和全氟辛基磺酸(PFOS)為代表的傳統(tǒng)PFAS,以及以短鏈PFASs、全氟烷基膦酸(PFPiAs)、全氟烷聚醚羧酸(PFECA)、全氟烷基醚磺酸(PFESA)和氟調聚醇(FTOH)等為代表的新型PFASs(表1).PFASs 中含有大量碳氟鍵,由于碳氟鍵具有較高的穩(wěn)定性,PFASs 能夠在環(huán)境持久存在并進行長距離遷移,也越來越多地在生物體內被檢出.

1.2 PFASs 在動物體內的遷移轉化

PFASs 可通過吸收、攝食等生命活動進入生物體(圖1),經過代謝轉化為其他產物或通過遷移富集到不同組織器官.PFASs 在生物體內的遷移轉化和富集能力是探討其生態(tài)效應的基礎.目前,已有大量研究表明,環(huán)境中的PFASs在生物體不同器官中的遷移轉化與污染物濃度、結構、環(huán)境介質特點以及生物體內蛋白含量有關[11-12].

圖1 PFASs 在動物、植物和人體內的遷移轉化及影響因素Fig.1 Migration and transformation of PFASs in animals, plants, human beings, and the main factors

如表2 所示,蚯蚓作為常見的土壤動物,被大量用于 PFASs 在土壤動物體內的遷移轉化研究.PFASs 可以通過表皮吸收和攝食兩種途徑進入到蚯蚓體內,并在其體內發(fā)生降解轉化和遷移等行為.例如,一些前體物質(如:8:2diPAP、NEtFOSA、N-EtFOSE 和10:2FTOH)進入蚯蚓體內會在酶的作用下發(fā)生生物降解,其在生物體內的分布與組織器官中的酶含量及酶活性相關[13-15].Zhu 等[16]研究發(fā)現(xiàn)6:2diPAP 在蚯蚓體內經過酯鍵斷裂、酶催化水解等步驟生成全氟羧酸(PFCAs).組織含量分析結果表明,終產物PFCAs 在表皮中的比例(31.8%)遠低于器官(95.5%)和腸道(100%),即腸道中含量較高的生物酶和微生物促進了6:2diPAP 的降解.

表2 PFASs 在蚯蚓體內濃度及富集因子Table 2 Concentrations and enrichment factors of PFASs in earthworms

PFASs 在蚯蚓體內遷移能力也受污染物濃度和理化性質影響.由于PFASs 具有疏水性,辛醇-水分配系數(shù)(Kow)被認為是衡量其遷移能力的重要參數(shù).有研究表明,在不區(qū)分器官的前提下蚯蚓體內PFASs 濃度水平與Kow呈正相關關系.除疏水性以外, PFASs 的離子性同樣會對其遷移能力產生影響.新型全氟化合物中,全氟辛烷胺銨鹽(PFOAAmS)和全氟辛烷酰胺基甜菜堿(PFOAB)是典型的陽離子和兩性離子型PFASs,其Kow值與高疏水性芳香族化合物相近,但由于陽離子/兩性離子型PFASs 能與帶負電荷的環(huán)境介質發(fā)生靜電吸引,因此更難進入生物體內[17-19].蚯蚓體內PFOA 的濃度是陽離子PFASs 的濃度的6～10 倍,是兩性離子型PFASs 的1.13～6 倍[19].

傳統(tǒng)PFASs 在不同組織中的富集水平與蛋白含量密切相關.哺乳動物體內PFASs 主要存在于肝臟和血液中,而不是脂肪組織中[20],然而有學者提出,肌肉組織中蛋白質含量高,但全氟烷基羧酸(PFSAs)濃度僅為肝臟中的五分之一,基于這一現(xiàn)象,Ebert 等[21]提出利用膜/水分配系數(shù)(Kmem/w)來衡量PFASs 的滲透性,或可對其富集水平進行解釋.

1.3 PFASs 在植物體內的遷移轉化

PFASs 作為小分子有機物可被植物根系吸收,在植物體內發(fā)生降解和轉化,并轉移到植物的莖、葉和芽等地上部位.根系富集因子(RCF)和轉運因子(TF)是衡量植物吸收和轉運污染物能力的重要指標.表3 列舉了PFASs 在植物體內的富集和遷移水平.

表3 PFASs 在植物體內富集及遷移水平Table 3 Enrichment and migration levels of PFASs in plants

在復雜的環(huán)境中,PFASs 與土壤組分的吸附-解吸過程以及PFASs 與植物根系的相互作用均會影響根系對PFASs 的吸收(圖1).與PFASs 在其它部位的富集相比,RCF 與疏水性呈正相關,碳鏈越長、疏水性官能團數(shù)量越多的化合物通常更容易富集在根部.Zhang 等[26]研究了不同碳鏈長度的PFASs 在燈心草中的分布,結果發(fā)現(xiàn)PFOA 在根系的積累量是PFBA 的125.96 倍.除污染物本身性質外,環(huán)境介質也會通過改變吸附行為影響其在生物體內的富集濃度[27].例如PFASs 進入土壤后會在范德華力和疏水作用下吸附到土壤有機質表面.大量研究表明,有機質含量是影響土壤吸附PFASs 的主要參數(shù),同時也是對植物毒性影響最大的因素[27-28].未來在風險評估過程中,應考慮不同土壤有機質含量對PFASs 毒性閾值的影響.

TF 用于衡量污染物在植物體內的遷移水平.植物根部吸收的PFASs 會依靠蒸騰作用力[32],順著維管向上運輸(圖1),植物種類以及溫度、濕度和輻照度等會通過影響蒸騰作用改變污染物在作物體內的遷移水平.研究發(fā)現(xiàn),6:2Cl-PFESA 在綠豆、小麥和空心菜中的RCF 相差103個數(shù)量級,但TF 分別為0.18,0.03 和0.10,表明與RCF 相比,植物種類對遷移能力的影響更小,化合物自身理化性質與其相關性更大, 如鏈長和官能團類型[26,33].Bizkarguenaga 等[33]發(fā)現(xiàn)8:2diPAP 在胡蘿卜體內的降解產物中,PFOA 在胡蘿卜表皮和果核中含量最高,而PFBA 在葉片中含量最高,表明親水性更強的短鏈化合物更容易借助蒸騰作用在植物體內遷移 .當PFASs 分子結構中存在其它官能團時,由于其親水性差異,會產生有趣現(xiàn)象.例如,PFOA 和GenX 在大豆體內的轉運因子分別為0.16 和1.21,說明醚鍵提高了污染物的遷移轉化能力,但也有研究發(fā)現(xiàn)6:2Cl-PFESA 在植物體內的遷移能力低于PFOS,這可能是由于-Cl 是疏水基團,降低了PFASs 的親水性,從而減弱了其遷移能力[34].總體而言,由于PFASs 的疏水疏油性,其在植物體內的富集規(guī)律仍需結合大量理化性質綜合分析.

1.4 PFASs 在人體內的富集和遷移

PFASs 可通過吸入、皮膚接觸以及攝入食物和飲用水等途徑進入人體,通過循環(huán)系統(tǒng)遷移轉化,并積累在生物組織中[35-36].

PFASs 進入人體后首先存在于血液中,調查發(fā)現(xiàn),隨著工業(yè)的發(fā)展,中國人群血液中PFASs 的濃度從1987 年的0.08μg/L 增長到2023 年的845μg/L[5].大量研究表明,PFOS 和PFOA 是血液中含量最高的兩種PFASs,近幾年,隨著替代物的使用,6:2Cl-PFESA 在血液中的檢出量也大幅上升[37].由于PFASs具有蛋白親和力,其在血清中的含量高于血漿和全血[32].PFASs隨體循環(huán)到達各個器官后同樣會優(yōu)先富集在富含蛋白質的器官中,如肝臟和腎臟.Pérez 等[38]對21 個死亡人體樣本進行檢查后發(fā)現(xiàn),PFOA 主要富集在肝臟、肺和骨骼中,腎臟中含量較低,腦組織中未檢出.

不同結構的PFASs 在人體內也表現(xiàn)出不同的遷移能力.PFOS的短鏈替代物PFHxS的清除半衰期為5.3a,而長鏈氟醚替代物6:2Cl-PFESA 在人體內完全清除需15.3a[39-40].Pérez 等[38]調查發(fā)現(xiàn),尿液中PFBA 的平均濃度(545ng/L)和檢測頻率(100%)相對高于其它長鏈PFASs.由于技術手段有限以及存在倫理問題,目前PFASs 在人體中的富集和遷移尚未得到充分研究.

2 PFASs 對生物的毒性效應研究

研究表明PFASs 對生物具有生長毒性、器官毒性、生理生化毒性等.圖2(a)中,圓圈大小與關鍵詞出現(xiàn)頻率呈正相關,圓圈間連線的粗細程度代表二者之間的共現(xiàn)關系.聚類后的關鍵詞可分為3 大類:“毒性-環(huán)境分布”、“器官-毒性效應”和“表達-損傷機制”.由此可見,PFASs 對生物毒性效應的研究主要聚焦在毒性與環(huán)境分布的關系、PFASs 對不同器官的毒性效應和基因表達與損傷機制探究等幾方面.

圖2 PFASs 毒性效應研究熱點及熱點變化趨勢Fig.2 Hot spot map of toxic effect studies of PFASs and the trend of hot spot about toxic effect researches on PFASs over time

圖2(b)表明,“ppar-α”、“peroxisome proliferators”和“l(fā)iver”等關鍵詞出現(xiàn)在2010 年左右,說明在研究早期,人們發(fā)現(xiàn)了PFASs 作為過氧化氫酶增殖激活受體可誘導肝毒性和腎毒性;2015 年以后,由于已知PFOS 具有持久性有機污染物的特性,大量針對PFASs 及其短鏈替代物的研究在此階段涌現(xiàn),“plant”、“marine mammals”、“sediment”、“apoptosis”和“oxidative stress”等成為熱點詞,研究者們開始大量關注此類污染物在環(huán)境中的遷移轉化行為、富集水平和生物毒性的相關機制;2020 年以后,由于疾病和健康等話題受到的關注度越來越高,“serum”、“pregnancy”、“fetal-growth”和“children”等關鍵詞逐漸成為熱點,PFASs 對于器官、生殖和生命早期發(fā)育過程的影響已成為備受關注的熱點問題.

迄今為止研究者們已圍繞不同物種、不同靶標部位以及多種毒性機制等開展了關于PFASs 毒性效應研究.但目前仍缺乏相關文獻對PFASs 的多層級毒性效應進行總結.闡明PFASs 的毒性效應及機制對預測該污染物對人群健康的風險及制定相關排放標準具有重要意義.

2.1 PFASs 對生物的生長毒性

個體死亡作為表觀毒性最嚴重的不良后果,通常用于評價短期內外源化合物的急性毒性.目前對于PFOA 和PFOS 的急性毒性研究相對成熟.有研究表明,759.6 和811.4mg/kg PFOA 可誘導赤子愛勝蚓出現(xiàn)半數(shù)死亡現(xiàn)象.此外,PFASs 對生物生長狀況的影響同樣不容忽視.生物量的變化可以作為評價PFASs生長毒性的關鍵指標.研究表明PFOA濃度達到100mg/kg 時,蚯蚓種群無死亡現(xiàn)象發(fā)生,但整體體重出現(xiàn)26%的下降[41].通常,PFASs 的碳鏈長度可影響其生物毒性.據(jù)報道,100mg/kg PFHpA、PFOA、PFNA、PFBS、PFHxS 脅迫下,蚯蚓體重下降率分別為19%、26%、29%、9%、15%,表明毒性與碳鏈長度呈正相關[42].除碳鏈長度以外,PFASs 特定官能團同樣會對其生物毒性造成影響.HFPO-DA 與PFOA在結構上僅存在醚鍵的差異,但研究發(fā)現(xiàn)HFPO-DA對擬南芥和班式煙草株高和根長的抑制能力顯著低于PFOA[43].

PFASs 對人體的生長毒性主要體現(xiàn)在對胚胎生長發(fā)育的影響.Lam 等[40]利用Meta 分析系統(tǒng)評價后發(fā)現(xiàn),PFOA 暴露與新生兒出生體重下降有關,PFOA增加1ng/mL,出生體重減少約19g.Steenland 等[44]研究表明母體血清中PFOA 每增加1ng/mL,嬰兒出生體重降低10g,雖然體重降低幅度有所差異,但這一關聯(lián)反映了PFASs 對胎兒生長發(fā)育的負面影響.除PFOA 以外,越來越多證據(jù)表明母體中 PFOS、PFNA、PFDA 和GenX 的濃度與胎兒出生體重和體型呈負相關[44].胎盤作為胚胎發(fā)育期間聯(lián)結胎兒與母體的重要器官,其健康發(fā)育至關重要.研究表明除胎兒本身外,胎盤也是PFASs 的靶標器官,實驗表明高濃度PFOA 和GenX 處理下胎盤重量顯著上升,胚胎-胎盤重量比降低,異常胎盤重量通常標志著不良妊娠結局,說明PFASs 也可以通過干擾胎盤發(fā)育對胎兒造成生長毒性[45].

2.2 PFASs 對生物器官的毒性

當?shù)蜐舛让{迫下生物體無明顯表觀損傷時,器官毒性是評價外源化合物對機體的毒性效應、衡量綜合毒性水平的重要指標.不同于傳統(tǒng)的親脂性有機污染物,PFASs 易與蛋白質結合,肝臟作為蛋白質含量最高的器官,是PFASs 的主要靶點[46-47].PFASs進入人體后會影響肝酶活性、破壞肝臟組織,導致肝臟腫大、脂肪量增加甚至癌癥[48].Stefano 等[49]研究表明與PFOA 和PFOS 比,短鏈替代物PFBA 對小鼠肝臟組織和肝酶活性的影響更小,碳鏈長度是影響污染物與蛋白作用進而影響毒性的重要因素.除肝臟毒性外,PFASs 的腎臟毒性、神經毒性和內分泌毒性同樣備受關注.2008 年,Leonard 等[50]進行隊列實驗發(fā)現(xiàn)PFOA 生產工廠工人腎癌的發(fā)病率是普通人群的兩倍.PFASs 同樣可以通過改變神經元和突觸生長水平導致神經毒性[51].Shaza 等[52]對多種PFASs的神經毒性規(guī)律進行探究,發(fā)現(xiàn)PFPeS、PFHxS、PFHpS 或PFOS 脅迫下產生了典型神經毒性表型,Zhang 等[53]研究發(fā)現(xiàn)HFPO-DA 對甲狀腺細胞的毒性高于傳統(tǒng)PFASs.闡明污染物結構與毒性規(guī)律的相關性是探究PFASs 表觀毒性的重要研究目的,但該領域當前仍存在大量數(shù)據(jù)空白,污染物不同理化性質在毒性效應中所占比重仍需大量體內試驗進一步研究.

2.3 PFASs 對生物的生理生化毒性

氧化脅迫作為近10a 常見的關鍵詞,與肝毒性、氧化損傷、脂質過氧化和細胞凋亡等毒理現(xiàn)象都存在著密切聯(lián)系.研究表明,PFASs 可以誘導機體出現(xiàn)氧化脅迫并造成機體損傷.當蚯蚓暴露于低濃度PFASs 時,其體內的超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)和過氧化物酶(POD)激活,參與H2O2和自由基(O2?、?OH)的解毒,以應對外界脅迫.研究發(fā)現(xiàn),1mg/kg PFOS 脅迫激活SOD、CAT 和POD,隨著暴露濃度和脅迫時間增加,ROS 的動態(tài)平衡被破壞[54].另有研究表明,100mg/kg PFOS 脅迫可抑制抗氧化酶活性,引起脂質過氧化產物丙二醛(MDA)含量顯著上升[42].除此之外,PFASs 能夠通過誘導異常代謝過程表現(xiàn)其對人體的生化毒性.PFOA 和HFPO-DA 脅迫下,脂肪酸代謝、膽汁酸代謝受到影響,催化膽固醇合成膽汁酸的關鍵酶CYP7A1 含量下降,肝臟損傷的標志物丙氨酸轉氨酶(ALT),堿性磷酸酶(ALP)和γ-谷氨酰轉移酶(GGT)水平升高,預示著潛在的肝損傷風險[55-57].

然而,現(xiàn)階段針對PFASs 對抗氧化酶、解毒酶和混合功能氧化酶等生物酶以及ALT 和GGT 等肝酶的影響相關研究大部分停留于酶活性檢測階段.研究表明,有機氟代烷可以通過β-氧化等一系列反應生成氟檸檬酸抑制烏頭酸酶的活性[58];氟化物也可以與Mg2+形成復合物,抑制以該離子為活性中心的酶,如Na+/K+/ATP 酶[59].但目前對于PFASs 影響酶活性的詳細機制尚未被闡明,明確毒性作用機制對于預測多種替代物毒性及制定使用規(guī)范具有重要意義,是目前該領域亟待探討的問題.

2.4 PFASs 對生物的分子毒性

PFASs 誘導的病理反應和氧化應激不僅會影響酶活性、破壞細胞器,還會攻擊蛋白質和核酸等生物大分子,調控RNA 的轉錄過程,最終引發(fā)上述毒性效應.

蛋白質具有復雜的元素組成和三維結構,在生命活動中發(fā)揮重要作用.在動物體內,血液是最易暴露于外源污染物的生物介質.研究表明,血清白蛋白是PFOA的優(yōu)先靶蛋白,可在血漿中與PFOA形成強復合物[60].Yang 等[61]發(fā)現(xiàn),PFOA 可以與牛血清蛋白中的色氨酸殘基結合,在結構上降低α 螺旋的比例,高濃度PFOA 脅迫下蛋白質二級結構發(fā)生變化;Ale sio 等[46]探究了PFOS、PFOA、PFHxS 和PFBA 與血清蛋白非特異性結合強度的影響因素,發(fā)現(xiàn)4 種化合物與蛋白的結合強度受C-F 鍵數(shù)量的影響,具體表現(xiàn)為:PFOS(nC-F:8)>PFOA(nC-F:7)>PFHxS(nC-F:6)>PFBA(nC-F:3),這主要由于C-F 鍵的數(shù)量可以通過改變化合物的分子量和疏水性進而影響結合強度[47].除此之外,官能團也可以通過影響范德華力、靜電作用和氫鍵從而影響PFASs 與蛋白的特異性結合.其中,PFHxS 和PFOS 與血清蛋白、核蛋白、膜蛋白和轉運蛋白的特異性結合能均較高,表明全氟磺酸類化合物可能對配體結合域具有更強的親和力[62-63].Jeannette等[64]探究了GenX與人血清蛋白的結合情況,對接結果表明GenX與人血清蛋白存在4 個結合位點,圓二色譜結果表明GenX 對人血清蛋白的二級結構影響較小,但仍存在破壞蛋白功能的風險.當前種種陽性結果表明,PFASs 的特殊結構對蛋白結構和功能的影響不可小覷.土壤環(huán)境中存在大量土壤蛋白,PFASs 進入土壤環(huán)境后是否與土壤蛋白相互作用從而影響土壤功能,以及進入土壤生物體內后與蛋白質的結合情況及產生毒理效應等都是值得關注的問題.

核酸作為生命體重要的遺傳信息庫,在指導生命活動、維持生物體遺傳性狀等方面發(fā)揮了重要作用.從結構而言,PFASs 進入生物體后會通過直接結合和誘導活性氧攻擊兩種方式損傷核酸分子,其中,直接結合的強度與PFASs 結構密切相關.目前研究表明,PFOA、PFOS、PFNA 和PFHxA 均能以溝槽結合的方式與DNA 非共價結合,使DNA 形成松散的雙螺旋結構,且化合物的碳鏈長度與官能團種類可以影響結合強度.Qin 等[65]研究表明每增加一個碳鏈單位,PFASs 與DNA 的結合常數(shù)降低約1.00×104L/mol;對于官能團而言,羧基比磺酸基更容易與DNA 結合.結合親和力的變化可能與不同鏈長和官能團的電負性和空間位阻有關[66].

大量外源有機物進入生物體后,機體會產生活性氧自由基以降解有機物,降低其生物毒性.自由基含有孤對電子,性質活潑,極易攻擊具有高電負性的DNA 磷酸骨架或與堿基形成加合物,導致DNA 斷裂或染色體畸變.研究表明,DNA 損傷程度受污染物碳鏈長度影響較小,但與官能團種類關系更為密切[7,67],但目前尚未有系列體內試驗探究官能團對PFASs基因毒性的影響.闡明相關規(guī)律對評價及預測PFASs 等新污染物的毒性具有重要意義,是未來亟待拓展的研究方向.

3 總結與展望

PFASs 在生物體內發(fā)生吸附分配、生物化學降解、遷移富集等過程.吸附分配過程受兩相物質之間作用力的影響,因此與物質結構密切相關.PFASs 在人體器官內的富集水平基本表現(xiàn)為肝臟>腎臟>血液的規(guī)律.總體而言,污染本身的物理化性質是決定其遷移轉化能力的根本原因,相關研究通常要額外考慮生物體內不同部位的蛋白質含量等指標.未來闡明PFASs 在生物體內的遷移規(guī)律仍需要大量兩相物質自身理化性質數(shù)據(jù)與試驗數(shù)據(jù)支撐.

PFASs 對生物的毒性作用同樣與其理化性質密切相關.但除此之外,對于毒性靶點的研究同樣重要.核酸、蛋白等生物大分子具有復雜結構,目前對于PFASs 與DNA 和功能蛋白相互作用的研究處于起步階段,作為細胞毒性、器官毒性和個體毒性的起點,PFASs 的特殊結構對生物大分子的損傷是對其毒性進行研究和預測的基礎,是未來值得被注意的重要環(huán)節(jié).對于更大尺度的毒性效應而言,探究毒性閾值(如:最低無效應濃度、半數(shù)效應濃度和半數(shù)致死濃度等)與其它水平毒性效應(如:器官損傷和酶活變化等)之間的相關性對于環(huán)境中低濃度污染物的毒性預測及國家相應法律法規(guī)的制定具有重要意義.定量有害結局路徑(qAOP)研究是通過探究不同毒性端點,定量闡明生物體損傷的層級效應的有力工具.未來可利用qAOP 和數(shù)據(jù)庫探究低濃度PFASs 分子或細胞水平毒性風險,并對其個體風險進行推演和預測,為國家制定污染物排放濃度控制及總量控制相關標準提供理論依據(jù).