2018, Vol. 39
全氟辛烷磺酸(PFOS)是一种典型的全氟烷基化合物(PFASs)，因其在环境中表现出较强的持久性、生物富集性和生物毒性, PFOS及其部分衍生物作为持久性有机污染物于2009年被列入《斯德哥尔摩公约》[1].但是, PFOS前体物质(PreFOSs)在许多发展中国家和新兴的工业化国家, 其生产和使用量仍然呈现增加的趋势, 环境排放量甚至远高于PFOS[2, 3], 这些物质在环境中能够通过生物和非生物途径降解生成PFOS[4~6].
目前, 广泛检测到的PreFOSs主要包括全氟辛烷磺酰氨基乙醇类(FOSEs)和全氟辛烷磺酰胺类(FOSAs)物质, 这些PreFOSs在大气[7]、水体[2]、土壤[8]、生物[9]和人体内[10], 以及一些消费品中[11]普遍检出. N-乙基全氟辛基磺酰胺(N-EtFOSA)和全氟辛基磺酰胺(PFOSA)是两种典型的PreFOSs. N-EtFOSA, 俗称氟虫胺, 是一种室内外常用的杀虫剂.据报道, 在中国和巴西部分地区氟虫胺仍在大量生产和使用, 但是在当地水体和土壤等环境介质中并未检测到较高浓度的氟虫胺, 研究者认为, 可能是N-EtFOSA在环境介质或者生物体内发生了降解[2]. PFOSA被用作防水防油物质, 广泛应用于食品包装及其他消费品中, 也是许多PreFOSs的中间代谢产物[12~15]. PFOSA不仅本身能对生物体[9]和人体具有毒理危害[16], 还能够在环境中降解转化为更稳定的终端产物PFOS[4, 12, 17].目前, 已经有研究报道PreFOSs及其他前体物质能被活性污泥[18]、沉积物[19]和土壤中微生物[13, 15]降解转化. Key等[20]筛选出的1株假单胞菌(D2)能将1H、1H、2H、2H-全氟辛烷磺酸(6 :2FTSA)降解转化为短碳链(C3~C6)的全氟羧酸类物质(PFCAs). Liu等[21]以正辛醇为唯一碳源, 从土壤中分离出的2株假单胞菌(OCY4和OCW4)能在以甲醇、辛醇和1, 4-二烷为外加碳源的条件下将8 :2氟调醇(8 :2FTOH)降解转化为PFCAs及短碳链的氟调醇(FTOHs).近期报道显示, 有部分研究者筛选出了能够利用PFOS为唯一碳源的PFOS降解菌.谢毓等[22]从氟化工厂周边土壤中筛选出3株能利用PFOS为唯一碳源的PFOS降解菌, 对PFOS的降解率为10.1%~18.4%, 但降解产物不明确. Kwon等[23]从活性污泥中筛选出1株假单胞菌(HJ4)对PFOS的降解率为67%, 虽然检测到了微量短碳链PFSAs, 但其它降解产物依然未确定.目前的一系列研究表明, 环境中的微生物在PFASs的生物降解和迁移转化过程中发挥着重要作用, 但迄今没有关于降解PreFOSs的功能菌及其降解特性的报道.
本研究拟从氟化工厂附近土壤中分离得到1株能以PreFOSs为唯一碳源的降解菌, 对其进行分离鉴定, 分析其对PreFOSs的降解能力及降解机制, 通过深入了解PreFOSs在微生物作用下的降解过程, 以期为环境中PreFOSs的迁移转化和PFOS的来源提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 样品采集采用沈阳市某氟化工厂附近表层土壤用于PreFOSs降解菌富集分离.
1.2 培养基以PreFOSs为唯一碳源的基础盐培养基(MSM): (NH4)2SO4 2.0 g ·L-1; MgSO4 ·7H2O 0.2 g ·L-1; CaCl2 ·2H2O 0.01 g ·L-1; FeSO4 ·7H2O 0.001 g ·L-1; KH2PO4 1.5 g ·L-1; Na2HPO4 ·12H2O 1.5 g ·L-1; 向MSM中加入2%的琼脂粉, 121℃下高压灭菌20 min, 冷却至60~70℃后, 在酒精灯火焰旁倒平板, 冷却凝固后待用.培养基中PreFOSs碳源加入方法:将PreFOSs甲醇储备标准液过0.22 μm滤膜除菌, 取一定量置于灭菌的三角瓶中, 待甲醇挥发完全后加入灭菌的MSM, 使PreFOSs的浓度达到实验设计浓度.培养基pH为7.0~7.2, 实验所用培养基、器材等均经121℃下高压灭菌20 min, 在无菌超净工作台上操作.
1.3 实验仪器和主要试剂SHA-B恒温振荡器(常州国华, 中国), 弱阴离子交换混合(Cleanert PWAX-SPE, 250 mg/6 mL)固相萃取柱(Agela Technologies, 中国), Visiprep DL 24位防交叉污染固相萃取装置(Supelco, 美国), FlexiVap YH-1*24井氮吹系统(WIGGENS, 德国), Q Exactive高效液相色谱-四极杆傅立叶变换静电场轨道阱高分辨质谱系统(HPLC-MS/MS，ThermoFisher, 美国).全氟戊酸(PFPeA, ≥97%)、全氟庚酸(PFHpA, ≥98%)、全氟辛酸(PFOA, ≥98%)、全氟丁烷磺酸(PFBS, ≥98%)、全氟己烷磺酸(PFHxS, ≥98%)、全氟辛基磺酰胺(PFOSA, ≥90%)购自北京百灵威科技有限公司, 全氟己酸(PFHxA, ≥98%)购自Matrix Scientific, 全氟辛烷磺酸(PFOS, ≥98%)购自Aladdin, N-乙基全氟辛基磺酰胺(N-EtFOSA, ≥97%)购自Macklin, PFOSA(50 μg ·mL-1)和全氟辛基磺酰胺乙酸(FOSAA) (50 μg ·mL-1)标准液购自Wellington Laboratories, 甲醇(HPLC)购自Aladdin, 乙酸铵(HPLC)购自上海安谱实验科技股份有限公司.
1.4 菌株分离和纯化以PFOSA为唯一碳源, 取受PFASs污染的土壤1.0 g接种于100 mL MSM中, PFOSA的初始浓度为2.00 nmol ·mL-1, 在30℃、160 r ·min-1条件下避光培养4 d后; 将5 mL培养液转接到95 mL新鲜MSM中, 继续培养, 如此传代培养5次, 并逐渐增加培养液中PFOSA浓度至20.04 nmol ·mL-1.取0.1 mL最终培养液用无菌水梯度稀释, 然后取0.2 mL稀释倍数为10-4、10-6、10-8的培养液分别涂布于含PFOSA浓度为20.04 nmol ·mL-1的琼脂平板上, 置于30℃培养箱中培养.待平板培养基上长出明显菌落时, 将平板上不同形态单菌落挑出接种至MSM继续培养, PFOSA浓度为20.04 nmol ·mL-1, 4 d后涂布于新的平板培养基上.如此重复直至平板上菌落为单一菌落.将纯菌落挑至MSM中培养至对数生长期, 然后与50%的甘油以体积比1 :1混合, 在-20℃下预冻24 h后, 转移至-80℃冰箱中保存.
1.5 菌株的鉴定利用扫描电镜(SEM)对菌株进行形态观察.委托生工生物工程(上海)股份有限公司对分离得到的菌株进行16S rDNA鉴定.采用BLAST程序将16S rDNA测序结果与GenBank中已知菌株的16S rDNA序列进行同源性比较, 选取相似性较高的序列, 利用Clustalx1.83软件将选取的序列与该菌株的16S rDNA序列进行多重对比, 利用MEGA5.1软件构建系统发育树(Neighbor-Joining法).
1.6 PreFOSs及PFOS降解能力测定在平板上挑取纯培养菌落, 以PreFOSs为唯一碳源和能源, 分别接种至含PFOSA (15.46 nmol ·mL-1)和N-EtFOSA (13.68 nmol ·mL-1)的MSM中, 在30℃下培养至对数期作为种子液.分别取0.1 mL种子液接种至新鲜的含PFOSA和N-EtFOSA的MSM中, 置于30℃, 160 r ·min-1条件下避光培养, 48 h后取样, 分别检测PFOSA和N-EtFOSA及其降解产物的浓度, 计算该菌株对PFOSA和N-EtFOSA的降解率.以PFOS为唯一碳源, 取0.1 mL以PFOSA为唯一碳源培养的种子液接种至PFOS浓度为1.51 nmol ·mL-1的新鲜MSM中, 在同样的实验条件下, 测定在以PFOS为唯一添加碳源时, 该菌株对PFOS的降解情况.所有实验均设置3组平行和只加PFOSA/N-EtFOSA/PFOS而不接种菌的对照组.
1.7 样品前处理和检测分析方法样品前处理参考以往的方法[13].取一定量培养液, 用Milli-Q水稀释至50 mL, 过PWAX-SPE柱进行净化.将5 mL 0.1% NH4OH甲醇, 5 mL甲醇及5 mL水先后通过SPE柱对其进行活化.将稀释后的样品通过活化后的SPE柱, 流速为1滴·s-1, 然后分别用5 mL 2%的乙酸溶液, 5 mL水冲洗SPE柱以去除杂质, 目标分析物分别用5 mL甲醇和5 mL 0.1% NH4OH甲醇进行洗脱, 合并两部分洗脱液并用氮气吹至约1 mL.然后过0.22 μm尼龙滤膜, 转移到1.5 mL棕色进样瓶中, 定容至1 mL. PFASs采用HPLC-MS进行分析定量, 色谱柱为Agilent ZORBAX Eclipse XDB-C18(4.6×150 mm, 3.5 μm).流动相为甲醇(A)和2.5 mmol ·L-1乙酸铵水溶液(B), 梯度洗脱条件: 0~0.8 min, 10%~80% A; 0.8~9.8 min, 80%~100% A; 9.8~11.5 min, 100%~10% A; 11.5~15 min, 10% A.使用全扫描模式采集色谱图, 分别用以下离子定量目标化合物: 525.98→N-EtFOSA, 555.95→FOSAA, 497.95→PFOSA, 498.93→PFOS, 412.97→PFOA, 398.94→PFHxS, 298.94→PFBS, 318.98→PFHpA, 268.98→PFHxA, 262.98→PFPeA.
1.8 质量保证与质量控制为防止干扰, 实验过程中避免使用含氟的仪器和器皿.回收率采用基质空白加标, 对回收结果不进行回收率校正.降解实验做方法空白, 在样品预处理的同时, 采用相同的步骤和方法制备方法空白样, 采用外标法定量, 方法检出限(MDL)信噪比为3 :1. PFASs在培养液中的回收率及方法检出限如表 1所示.
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表 1 PFASs在溶液中回收率及方法检测限 Table 1 Recoveries and MDLs of PFASs in solution |
2 结果与讨论 2.1 菌株鉴定结果 2.1.1 菌株的培养特征
对沈阳市某氟化工厂附近的土壤进行采集, 以PFOSA为唯一碳源进行富集驯化、分离纯化, 获得1株能以PFOSA为唯一碳源生长的纯菌, 将其命名为PF1, 对该菌株进行菌落形态及SEM观察.菌株PF1在培养基上呈淡黄色, 表面光滑、隆起的不透明圆形菌落, 如图 1(a)所示; 菌株PF1外形呈末端尖细的杆状如图 1(b)所示.
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图 1 菌株PF1的菌落形态和扫描电镜 Fig. 1 Colonies and scanning electronmicroscopy (SEM) of strain PF1 |
PF1的16S rDNA的基因序列含有1 350个碱基, 将菌株PF1的16S rDNA进行BLAST同源性比较分析, 选择相似性最高的菌株进行比对, 建立系统发育进化树(图 2).由图 2可知, PF1与菌株Hyphomicrobium sp. MC1在进化树处于同一分支, 自展值为100, 两者亲缘关系最近, 初步鉴定菌株PF1为生丝微菌(Hyphomicrobium sp.), 将其命名为Hyphomicrobium sp. PF1. Hyphomicrobium sp.广泛分布于污水及污泥中, 有研究报道Hyphomicrobium sp.能够产生脱卤酶, 降解某些卤代有机物, 能将二氯甲烷降解转化成甲醛和无机氯[24, 25], 同时Hyphomicrobium sp.能够产生脱氢酶, 能够利用醇类、甲胺类等有机物进行生长代谢[26, 27]. PFASs是一类氟代有机物, 其衍生物含有羟基、羧基、氨基等基团, 推测Hyphomicrobium sp.可能具有降解和利用PFASs的潜力.
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图 2 菌株PF1的系统发育树 Fig. 2 Phylogenetic tree of strain PF1 based on 16S rDNA sequences |
实验设置不接种菌加入PFOSA的对照组(PFOSA)和接种菌加入PFOSA的实验组(PFOSA+PF1), PFOSA的实际测定浓度为15.46 nmol ·mL-1.培养48 h后, 两组实验中PFASs的组成和浓度见表 2, 在不接种菌、不加PreFOSs的空白实验中没有检测到PFASs.在对照组实验中除PFOSA外, 还检测到少量的PFOS, 其在培养液中的摩尔分数分别为95.3%和4.7%, 与PFOSA标准液中的比例相近(94.2%PFOSA, 5.8%PFOS)[图 3(a)], 说明在对照组中PFOSA未发生降解.根据实验前后PFASs总物质量(mol)计算实验过程中PFASs的物质量守恒[图 4(a)].在实验开始前, PFASs总量为16.40 nmol ·mL-1, 实验结束后, 对照组中PFASs的总量为15.98 nmol ·mL-1, PFASs损失量为2.6%, 主要原因可能是实验器皿吸附及PFOSA挥发损失[28].在实验组中, PFASs的损失量为2.9%, 略微大于在对照组中PFASs的损失量(2.6%), 主要原因可能是除器皿吸附及PFOSA挥发损失外, 还有实验组微生物对PFASs的吸附以及其他未被检测到的降解产物.实验开始前PFOSA初始量(PFOSA, 0 h)以及对照组和实验组中PFOSA总量如图 4(a)所示, 对比可以看出实验组PFOSA总量明显降低.另外, 实验组培养液中PFASs的组成如图 3(a)所示, 相较于初始状态(94.3%PFOSA, 5.7%PFOS), 母体化合物PFOSA (81.1%)比例降低, PFOS(18.9%)比例显著增加, 说明PFOSA在菌株PF1的作用下发生了降解, 主要降解产物为PFOS.实验组中并未检测到短碳链的PFHxS和PFBS及PFCAs, 说明在降解过程中没有发生C—C键及C—S键的断裂.根据实验组与对照组中降解产物PFOS的总物质量差值, 计算得到实验过程中降解产物的总量为2.26 nmol ·mL-1, 说明至少有2.26 nmol ·mL-1的PFOSA发生了降解, 由此得到, 菌株PF1对PFOSA降解率为14.6%.
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表 2 在不同实验体系中PFASs的浓度/nmol ·mL-1 Table 2 Concentration of PFASs in different test groups/nmol ·mL-1 |
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图 3 培养液中PFASs的摩尔分数 Fig. 3 Molar ratio of PFASs in the culture solutions |
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图 4 PFASs在不同实验体系中的分布 Fig. 4 Fractions of PFASs in different test groups |
根据PFOSA降解产物的组成, 分析得到的PFOSA降解途径如图 5所示, 在菌株PF1的作用下, PFOSA通过脱氨基化反应脱去氨基直接转化成PFOS.有研究表明PFOSA能在锦鲤[4]和大白鼠[29]体内代谢转化成PFOS, 同时, PFOSA作为其他PreFOSs的中间代谢产物, 能够在环境中进一步降解生成PFOS, 如N-乙基全氟辛基磺酰胺乙醇(N-EtFOSE)能在活性污泥中降解产生中间代谢产物PFOSA, 并最终转化为PFOS[18].本研究结果与之前报道类似, 说明菌株PF1对PFOSA的降解途径与PFOSA在动物体内的降解途径相同, 最终降解产物均为PFOS.
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图 5 N-EtFOSA和PFOSA推测降解途径 Fig. 5 Proposed degradation pathways of N-EtFOSA and PFOSA |
以N-EtFOSA为唯一碳源, 研究该菌株对N-EtFOSA的降解特性.实验设置不接种菌加入N-EtFOSA的对照组(N-EtFOSA)和接种菌加入N-EtFOSA的实验组(N-EtFOSA+PF1), N-EtFOSA初始浓度为13.68 nmol ·mL-1.培养48 h后, 两组实验中PFASs的组成和浓度见表 2.在对照组中检测到N-EtFOSA及少量的PFOS, 其在培养液中的摩尔分数分别为98.3%和1.7%, 这与N-EtFOSA标准液中的比例相近(98.1%N-EtFOSA, 1.9%PFOS)[图 3(b)], 说明在对照组中N-EtFOSA未发生降解.根据实验前后PFASs的总物质量(mol)计算系统中PFASs的物质量守恒[图 4(b)].在实验开始前, PFASs总量为13.95 nmol ·mL-1, 实验结束后, 对照组中PFASs的总量为13.74 nmol ·mL-1, PFASs损失量为1.5%, 主要原因可能是实验器皿吸附及N-EtFOSA挥发损失[15].在实验组中, PFASs的损失量为5.6%, 大于在对照组中PFASs的损失量(1.5%), 主要原因可能是除器皿吸附及N-EtFOSA挥发损失外, 还有实验组微生物对PFASs的吸附或其他未被检测到的降解产物.培养液中PFASs的组成及各组分的浓度如图 3(b)和4(b)所示, 实验组中母体化合物N-EtFOSA总量及摩尔分数显著降低, 而PFOS的总量及摩尔分数显著增加, 并检测到一定量的FOSAA(0.003 nmol ·mL-1)和PFOSA(0.14 nmol ·mL-1, 见表 2, 说明N-EtFOSA在菌株PF1的作用下发生了降解, 主要降解产物为PFOSA(1.07%)和PFOS(9.23%), 同时也有微量的FOSAA(0.03%)生成[图 3(b)].根据实验组和对照组中间代谢产物及PFOS的总物质量差值, 计算得到实验过程中降解产物的总物质量为1.12 nmol ·mL-1, 说明至少有1.12 nmol ·mL-1的N-EtFOSA发生了降解转化, 由此计算得到菌株PF1对N-EtFOSA的降解率为8.2%.菌株PF1降解N-EtFOSA的产物组成与N-EtFOSA在土壤中[15]降解规律类似, 都产生中间代谢产物FOSAA和PFOSA, 以及终端降解产物PFOS, 均未检测到短碳链的全氟磺酸(PFSAs)及全氟羧酸(PFCAs)类物质, 但在土壤中主要产物是FOSAA(34.2%)和PFOSA(30.3%), 远高于PFOS(4.0%)的产量.主要原因可能是这两个体系虽然都是由微生物介导的降解过程, 但在土壤微环境中, 除含有丰富的微生物种类外, 还含一定的有机质及无机物质, 而本研究中只是单一的降解菌, 从而可能导致N-EtFOSA降解产物产量的不同.同时, 本研究结果与N-EtFOSA在动物[5]和人体[14]中的降解规律相似, 均降解产生中间代谢产物PFOSA, PFOSA最终转化为PFOS.
根据N-EtFOSA降解产物的组成, 分析推断N-EtFOSA降解途径, 如图 5所示.主要有2种潜在途径: ①在菌株PF1的作用下, N-EtFOSA通过脱烷基化反应, N-乙基被去除直接转化生成PFOSA, 然后脱氨基转化成PFOS; ②在实验中检测到微量的FOSAA, 因此推断, N-EtFOSA也可以经过一系列的氧化作用将N-乙基氧化形成乙酸基生成FOSAA, FOSAA再进一步脱去乙酸基生成PFOSA, 并最终脱氨基转化为PFOS.由于PFOSA(1.07%)产量远大于FOSAA(0.03%)的产量, 因此推断①过程为主要的降解途径.在N-EtFOSA降解实验中PFOS的产量远远高于PFOSA的产量, 约为PFOSA的8.7倍, 进一步说明在菌株PF1的作用下, N-EtFOSA还产生其它中间代谢产物(如FOSAA, PFSOA), 并最终转化为PFOS. Mejia等的研究表明[15], N-EtFOSA能在土壤微生物的作用下将N-乙基氧化成羟基, 形成全氟辛基磺酰胺乙醇(EtFOSA alcohol), EtFOSA alcohol再进一步降解转化为FOSAA和PFOSA, 同时N-EtFOSA也可以直接通过脱烷基化反应形成PFOSA, 并最终转化PFOS.也有研究表明, N-EtFOSA在虹鳟鱼体内[5]可能通过3种途径降解生成PFOS, ①通过直接脱除乙基胺; ②N-EtFOSA脱乙基形成PFOSA, 再通过去氨基作用形成PFOS; ③N-EtFOSA直接水解.
2.4 菌株PF1对PFOS的降解特性为了验证菌株PF1是否具有降解PFOS的能力, 测定在以PFOS为唯一添加碳源的MSM中菌株PF1的生长情况及其对PFOS降解能力.在PFOS的降解实验中, 设置不接种菌加入PFOS的对照组(PFOS)和接种菌加入PFOS的实验组(PFOS+PF1).培养48 h后, 实验组培养液清澈, 无明显变化, 与对照组相似.经取样分析测定, 在实验组和对照组中PFOS含量基本一致, 均检测到少量的PFHxS(见表 2), 且与实验开始前PFASs初始量相近[图 4(c)].同时, 培养液中PFOS和PFHxS的质量分数与PFOS标准溶液中相近, 其组成如图 3(c)所示, 说明菌株PF1对PFOS没有降解能力, PFHxS主要来自于PFOS标准品中含有的杂质.目前, 仅有2篇文献报道了PFOS能被微生物降解.谢毓等的研究显示[22], PFOS能在其分离获得的3株细菌的作用下发生降解, 但检测结果中没有数据说明PFOS降解为何种物质, 也未明确PFOS是否存在其它非生物的损失途径. Kwon等[23]从活性污泥中筛选出1株能降解PFOS的假单胞菌(HJ4), 虽然根据PFOS损失量计算得到67%的降解率, 但在其对降解产物进行测定时, 在系统中并没有检测到氟离子, 表明PFOS没有发生C—F键的断裂, 除在系统中检测到了非常微量的PFHxS和PFBS外, 也并没有检测到其它降解产物. Mejia等[30]对Kwon的研究做了评论, 认为其缺乏有效数据证明PFOS发生了降解, 且没有具体的生物化学途径来解释PFOS的降解过程, 怀疑其检测到的PFHxS和PFBS产物可能来自于系统污染.因此, 虽然有少量研究表明PFOS能在微生物的作用下发生降解, 但缺乏有效的证据来说明PFOS在微生物作用下的降解机制.综上所述, 对于PFOS的微生物降解机制仍然有待进一步研究.
3 结论(1) 从沈阳市某氟化工厂附近土壤中分离得到1株可以利用PFOSA和N-EtFOSA为唯一碳源和能源生长的生丝微菌属(Hyphomicrobium sp.)菌株PF1.
(2) 在温度为30℃、pH为7.0~7.2条件下, 菌株PF1对PFOSA和N-EtFOSA的48 h降解率分别为14.6%和8.2%;菌株PF1对PFOS不具有降解能力.
(3) PFOSA的降解产物为PFOS, N-EtFOSA的降解产物为FOSAA、FOSA和PFOS, 其中, PFOS为主要降解产物, 均未检测到短碳链的PFBS和PFHxS及其它PFCAs.
| [1] | UNIDO. Guidance for the inventory of perfluorooctane sulfonic acid (PFOS) and related chemicals listed under the Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants[EB/OL]. http://chm.pops.int/Implementation/IndustrialPOPs/PFOS/Guidance/tabid/5225/ctl/Download/mid/15651/Default.aspx?id=2&ObjID=19087, 2014-03-31. |
| [2] | Gilljam J L, Leonel J, Cousins I T, et al. Is ongoing sulfluramid use in South America a significant source of perfluorooctanesulfonate (PFOS)? Production inventories, environmental fate, and local occurrence[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(2): 653-659. |
| [3] | Gebbink W A, Bignert A, Berger U. Perfluoroalkyl acids (PFAAs) and selected precursors in the Baltic Sea environment:do precursors play a role in food web accumulation of PFAAs?[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(12): 6354-6362. |
| [4] | Chen M, Qiang L W, Pan X Y, et al. In vivo and in vitro isomer-specific biotransformation of perfluorooctane sulfonamide in common carp (Cyprinus carpio)[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(23): 13817-13824. |
| [5] | Tomy G T, Tittlemier S A, Palace V P, et al. Biotransformation of N-ethyl perfluorooctanesulfonamide by Rainbow Trout (Onchorhynchus mykiss) liver microsomes[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(3): 758-762. |
| [6] | Plumlee M H, McNeill K, Reinhard M. Indirect photolysis of perfluorochemicals:hydroxyl radical-initiated oxidation of N-ethyl perfluorooctane sulfonamido acetate (N-EtFOSAA) and other perfluoroalkanesulfonamides[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(10): 3662-3668. |
| [7] | Stock N L, Lau F K, Ellis D A, et al. Polyfluorinated telomer alcohols and sulfonamides in the North American troposphere[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(4): 991-996. |
| [8] | Houtz E F, Higgins C P, Field J A, et al. Persistence of perfluoroalkyl acid precursors in AFFF-impacted groundwater and soil[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(15): 8187-8195. |
| [9] | Pan C G, Zhao J L, Liu Y S, et al. Bioaccumulation and risk assessment of per-and polyfluoroalkyl substances in wild freshwater fish from rivers in the Pearl River Delta region, South China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 107: 192-199. DOI:10.1016/j.ecoenv.2014.05.031 |
| [10] | Gebbink W A, Glynn A, Darnerud P O, et al. Perfluoroalkyl acids and their precursors in Swedish food:the relative importance of direct and indirect dietary exposure[J]. Environmental Pollution, 2015, 198: 108-115. DOI:10.1016/j.envpol.2014.12.022 |
| [11] | Ye F, Zushi Y, Masunaga S. Survey of perfluoroalkyl acids (PFAAs) and their precursors present in Japanese consumer products[J]. Chemosphere, 2015, 127: 262-268. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.02.026 |
| [12] | Bizkarguenaga E, Zabaleta I, Mijangos L, et al. Uptake of perfluorooctanoic acid, perfluorooctane sulfonate and perfluorooctane sulfonamide by carrot and lettuce from compost amended soil[J]. Science of the Total Environment, 2016, 571: 444-451. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.07.010 |
| [13] | Zhao S Y, Ma X X, Fang S H, et al. Behaviors of N-ethyl perfluorooctane sulfonamide ethanol (N-EtFOSE) in a soil-earthworm system:transformation and bioaccumulation[J]. Science of the Total Environment, 2016, 554-555: 186-191. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.02.180 |
| [14] | Benskin J P, Holt A, Martin J W. Isomer-Specific biotransformation rates of a perfluorooctane sulfonate (PFOS)-precursor by cytochrome P450 isozymes and human liver microsomes[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(22): 8566-8572. |
| [15] | Mejia Avendaño S, Liu J X. Production of PFOS from aerobic soil biotransformation of two perfluoroalkyl sulfonamide derivatives[J]. Chemosphere, 2015, 119: 1084-1090. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.09.059 |
| [16] | Bonefeld-Jørgensen E C, Long M H, Fredslund S O, et al. Breast cancer risk after exposure to perfluorinated compounds in Danish women:a case-control study nested in the Danish national birth cohort[J]. Cancer Causes & Control, 2014, 25(11): 1439-1448. |
| [17] | Brandsma S H, Smithwick M, Solomon K, et al. Dietary exposure of rainbow trout to 8:2 and 10:2 fluorotelomer alcohols and perfluorooctanesulfonamide:Uptake, transformation and elimination[J]. Chemosphere, 2011, 82(2): 253-258. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.09.050 |
| [18] | Rhoads K R, Janssen E M, Luthy R G, et al. Aerobic biotransformation and fate of N-ethyl perfluorooctane sulfonamidoethanol (N-EtFOSE) in activated sludge[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(8): 2873-2878. |
| [19] | Benskin J P, Ikonomou M G, Gobas F A P C, et al. Biodegradation of N-ethyl perfluorooctane sulfonamido ethanol (EtFOSE) and EtFOSE-based phosphate diester (SAmPAP diester) in marine sediments[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(3): 1381-1389. |
| [20] | Key B D, Howell R D, Criddl C S. Defluorination of organofluorine sulfur compounds by Pseudomonas sp. strain D2[J]. Environmental Science & Technology, 1998, 32(15): 2283-2287. |
| [21] | Liu J X, Lee L S, Nies L F, et al. Biotransformation of 8:2 fluorotelomer alcohol in soil and by soil bacteria isolates[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(23): 8024-8030. |
| [22] |
谢毓, 彭清忠, 易浪波. 全氟辛烷磺酸降解菌的分离与鉴定[J]. 中国微生态学杂志, 2016, 28(4): 383-387. Xie Y, Peng Q Z, Yi L B. Isolation and identification of perfluorooctane sulfonate-degrading microorganisms[J]. Chinese Journal of Microecology, 2016, 28(4): 383-387. |
| [23] | Kwon B G, Lim H J, Na S H, et al. Biodegradation of perfluorooctanesulfonate (PFOS) as an emerging contaminant[J]. Chemosphere, 2014, 109: 221-225. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.01.072 |
| [24] | Vuilleumier S, Nadalig T, Haque M F U, et al. Complete genome sequence of the chloromethane-degrading Hyphomicrobium sp. strain MC1[J]. Journal of Bacteriology, 2011, 193(18): 5035-5036. DOI:10.1128/JB.05627-11 |
| [25] | Kohler-Staub D, Leisinger T. Dichloromethane dehalogenase of Hyphomicrobium sp. strain DM2[J]. Journal of Bacteriology, 1985, 162(2): 676-681. |
| [26] | Brooke A G, Attwood M M. Regulation of enzyme synthesis during the growth of Hyphomicrobium X on mixtures of methylamine and ethanol[J]. Microbiology, 1983, 129(8): 2399-2404. DOI:10.1099/00221287-129-8-2399 |
| [27] | Attwood M M, Harder W. The oxidation and assimilation of C2 compounds by Hyphomicrobium sp[J]. Journal of General Microbiology, 1974, 84(2): 350-356. DOI:10.1099/00221287-84-2-350 |
| [28] | Wang Z Y, MacLeod M, Cousins I T, et al. Using COSMOtherm to predict physicochemical properties of poly-and perfluorinated alkyl substances (PFASs)[J]. Environmental Chemistry, 2011, 8(4): 389-398. |
| [29] | Ross M S, Wong C S, Martin J W. Isomer-Specific biotransformation of perfluorooctane sulfonamide in Sprague-Dawley rats[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(6): 3196-3203. |
| [30] | Mejia Avendaño S, Zhong G W, Liu J X. Comment on "Biodegradation of perfluorooctanesulfonate (PFOS) as an emerging contaminant"[J]. Chemosphere, 2015, 138: 1037-1038. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.03.022 |