全氟化合物污染現狀及其與肝型脂肪酸結合蛋白相互作用研究進展

方國康，徐建明，李若慧，蔣 丹，黃迎春,*

（1.北京聯合大學生物化學工程學院，生物質廢棄物資源化利用北京市重點實驗室，北京 100023；2.淮陰師范學院 江蘇省環洪澤湖生態農業生物技術重點實驗室，江蘇 淮安 223300）

全氟化合物（perfluorinated compounds，PFCs）是一類含氟的烴，氟原子取代了其烷基鏈中連接于碳上的氫原子形成氟化碳鏈，連接不同的官能團，可以形成全氟羧酸、全氟磺酸以及全氟磺酸鹽等幾類主要PFCs。由于氟原子比氫原子的體積和電負性大，使C－F鍵具有強極性，在強紫外線、高溫及其他化學作用條件下具有較強的穩定性，且很難通過微生物及高等動物的代謝作用降解，因此PFCs常出現在尖端技術和重大工業項目中，在食品、醫藥、農藥等行業中也有廣泛應用[1-2]。同時，PFCs也對環境、土壤、植物甚至生物體造成了持久性污染。

最主要的兩種PFCs為全氟辛酸（perfluorooctanoic acid，PFOA）和全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulfonic acid，PFOS），早在2010年就被列為世界新型持久性有機污染物，我國也在2014年明確提出對PFOS應用的限制。PFCs作為一種人工合成的新型有機污染物，其危害性已引起世界的廣泛關注。由于PFCs具有物理、化學、生物穩定性，極易在生物體內富集，生物體內的PFCs水平已高于部分永久性有機污染物的數百至數千倍[3]。PFCs還具有生殖、誘變、發育、神經、免疫等多種毒性，是一類具有全身多臟器毒性的污染物[4-6]。研究表明，長期暴露在PFCs中的大鼠和非人靈長類動物，體質量和存活率降低，同時肝臟質量增加，誘導產生肝臟腺瘤和肝腫大[7]。

PFCs在清潔劑產品、紙張涂料和食品包裝材料等方面具有廣泛應用[8-9]，因此生活垃圾中含有大量的PFCs。隨著時間推移，PFCs在環境中富集，PFCs已在各種生物體內被發現，呈現出分布范圍廣、含量高等特點。近年來，隨著生活水平的提高，人們對食品安全愈加重視，食品污染也成為人們關注的焦點。PFCs進入人體的主要途徑是攝入受污染的食品[10-11]，由于PFCs與脂肪酸具有類似結構，能夠與轉運脂肪酸的肝型脂肪酸結合蛋白（liver fatty acid binding protein，L-FABP）相互作用，干擾脂肪酸與L-FABP結合，影響脂肪酸代謝調控。因此，本文對PFCs在食品中的污染現狀及其與L-FABP相互作用對脂肪酸代謝調控的干擾進行綜述，以期為進一步研究PFCs與體內9 種類型FABPs的結合活性，及了解PFCs的體內分布、生物毒性與作用機理提供理論參考。

1 PFCs污染現狀

目前，環境中PFCs污染物主要來源于各類含氟有機化合物產品，通過食物鏈的傳遞、運輸，在各類食品中存在不同水平的污染情況。基于食品種類的差異，分別從水體、植物、水產品、肉類等方面對PFCs在食品中的污染現狀進行論述。

1.1 水體中PFCs污染現狀

水是生命之源，萬物都離不開水，干凈的水源能夠為生物提供一個良好的生長環境。大量文獻報道，世界各地水域都存在不同程度的PFCs污染。PFCs具有親水的羧基和磺酸基，在水體中一般以陰離子形式存在，因此其在水中具有較高的溶解性，造成水體污染。Oliaei等[12]研究發現，受到3M公司生產含氟化合物的影響，美國明尼蘇達州密西西比河流域水體表層水中PFOS質量濃度高達18.2 mg/L。Lescord等[13]對加拿大努納武特盧瑟特灣附近6 個北極湖泊進行研究，測得水體中PFOS質量濃度為0.02～41.00 ng/L，其中兩個湖泊水體被當地一個小型機場使用含有PFOS的泡沫滅火劑所污染，其PFOS含量是附近湖泊的1 000 倍左右。Yamashita等[14]測得日本東京灣水體中PFOA質量濃度為1.8～192.0 ng/L，PFOS質量濃度為0.34～57.70 ng/L，而二者的質量濃度可能與東京的城市化和工業化進程密切相關。Groffen等[15]對南非瓦爾河水體中PFCs含量進行研究，發現全氟戊酸（perfluoronpentanoic acid，PFPeA）在水體中的質量濃度最高，達到45 ng/L。

中國河網密布，湖泊、河流和地下水豐富，遍布中國各區域。因區域經濟發展、自然地理特征等因素的影響，各地水環境PFCs污染程度存在一定差異。東北地區遼河流域水環境中PFCs的質量濃度為0.38～127.88 ng/L[16]，而松花江水體中PFCs水平遠低于遼河流域，其質量濃度為0.143～1.410 ng/L[17]；這可能是因為松花江區域主要以農業為主，工業化水平較低，而遼河流域由于上游沈陽市工業和生活污水的排放，導致其污染程度較松花江高[18]。Zheng Binghui等[19]對長江三角洲區域PFCs污染的研究結果顯示，我國華東地區PFCs污染質量濃度范圍為31～902 ng/L，太湖、黃浦江、錢塘江、揚子江PFCs污染的平均質量濃度分別為189、122、120、191 ng/L，其中太湖和揚子江的污染程度高于黃浦江和錢塘江，這可能是由于太湖和揚子江流域工廠較多，涉及含氟行業的比例較高。在太湖入湖口檢測到PFCs污染質量濃度最高達到308 ng/L，這與Sun Hongwen等[20]先前報道的結果基本一致。錢塘江的PFCs污染主要因子是PFOA，其質量濃度為0.59～538.00 ng/L，污染主要來自上游蘭江，可能與其上游產業布局密切相關[21]。周珍等[22]對武漢地區水環境中的PFCs污染調查發現，PFCs的總質量濃度為21.0～10 900.0 ng/L，同時還發現，水環境中PFCs污染以短鏈同系物為主，表明我國已認識到長鏈PFCs的危害，短鏈替代效應已在我國化工領域出現。柳思帆[23]對北京市水源地水體PFCs暴露水平進行檢測，發現密云水庫和官廳水庫水體中PFCs總質量濃度分別為5.30～8.67 ng/L和24.80～142.42 ng/L，與其他水體相比PFCs污染處于較低水平。

國內外水體中PFCs的污染水平存在數十倍甚至數千倍的巨大差異[12-13]。PFCs檢出水平與距化工企業的距離極顯著相關，距離與污染物總質量濃度之間呈顯著負相關[24]。PFCs污染物的暴露水平主要與地理位置的工業發展程度、交通及貿易狀況相關，區域經濟越發達，工業水平越高，其污染越嚴重[25]。

1.2 植物中PFCs污染現狀

植物污染PFCs的主要原因可能是農田土壤灌溉使用被PFCs污染的水源，導致PFCs在土壤中積累污染，植物通過富集、轉運作用吸收土壤中PFCs，從而進入食物鏈，給人類健康帶來潛在風險。楊鴻波[26]在油菜、大豆、水稻3 種農作物的根、莖、葉中均檢測出PFCs；對不同產地、不同企業生產的84 種食用油進行PFCs分析，發現98%的樣品中含有PFCs，其中PFOS檢出率最高，達88%，全氟壬酸（perfluorononanoic acid，PFNA）的含量最高，平均含量為1.14 μg/kg，最高含量為6.76 μg/kg。羅超[27]研究福建省大米中的PFCs污染情況，在大米中共檢測出18 種PFCs，其中PFOA、PFOS為主要污染物，二者在大米中的檢出率分別為84.06%和56.70%，平均含量分別為0.147 2 μg/kg和0.080 2 μg/kg，PFOA的污染水平明顯高于PFOS，這可能是由于二者在水中的溶解度不同（PFOA、PFOS在水中的溶解度分別為3.40、0.57 g/L），且水稻需水量大，能從水體中吸收和富集更多的PFOA。孫騰飛[28]檢測廣州、佛山兩地工業園區周邊蔬菜發現，兩地蔬菜的PFCs污染水平分別為0.01～7.84 μg/kg和未檢出至1.3 μg/kg，且兩地蔬菜均以PFOA含量最高，平均含量分別為0.690 μg/kg和0.007 μg/kg。Herzk e等[29]對歐洲東、西、南、北四個區域蔬菜中的PFCs污染情況進行對比分析，結果表明PFOA在蔬菜中含量最高（8～121 ng/kg）。

植物及其衍生品中存在不同水平的PFCs污染，且呈現PFOA和PFOS在植物中檢出率較高、檢出含量較高的現象。這可能是因為C6～C9的PFCs在環境中分布廣泛，會隨著植物的生長從環境中遷移到植物中，也會因食物鏈的傳遞轉移到動物體內；同時還可能因為每個污染物的遷移運輸能力不同，具有不同的親水親油性，在不同介質間的分配能力不同，影響了其在植物中的檢出。Krippner等[30]研究發現，PFCs的碳鏈長度決定其在植物中的傳輸，碳鏈越長其傳輸到玉米秸稈和果實的能力越弱。Stahl等[31]研究證明PFCs在植物中各部位的污染水平一般遵循根部＞秸稈＞果實的規律。

1.3 水產品中PFCs污染現狀

水產品因其營養與保健價值被人們逐步了解和認識，導致其全球需求量穩步上升，2018年水產品全球需求量達17 800萬 t，與2017年相比，同比增長2.1%[32]。水產品消費是普通人群PFCs暴露的一個重要來源，因此對于此類食品中的PFCs含量需 要重點研究。

Shi Yali等[33]對我國青藏高原高山湖泊中魚類的PFCs污染水平進行調查分析發現，96%的魚類樣品存在PFOS污染。周殿芳等[34]結合水產動物生活習性和生態環境等特點，對不同水產品中PFCs的檢出比例、種類及區域檢出水平進行比較分析，發現不同水產品PFCs檢出比例存在一定差異，PFCs在各類水產品中的含量以河蟹最高，平均含量為6.29 μg/㎏，其中以PFOS為主，其平均檢出量為2.97 μg/㎏；其次為黃鱔中的PFCs檢出率相對較高，為78.95%，其檢出量為1.15～3.35 μg/kg。Stahl等[35]對美國城市河流和近岸湖泊魚類進行抽樣檢查發現，PFOS在這些魚類中的出現頻率最高，最高檢出量為127 μg/kg。對于海產品，Gulkowska等[36]在我國廣州和舟山兩地采集的所有海產品樣品中均檢測出PFOS，其中皮皮蝦中的含量最高，麗文蛤中的含量最低。韓同竹[37]研究發現，在我國膠州灣地區的水生生物中，PFCs總含量為1.73～23.68 μg/kg，平均含量為7.33 μg/kg，其中PFOS是膠州灣水生生物中最主要的PFCs污染物，含量為0.87～16.15 μg/kg，占PFCs總含量的23.26%～68.39%。Jeong等[38]在韓國市場中的干海鮮、罐裝腌制海鮮、食用魚、紫菜中均檢測到不同程度的PFCs污染，各類產品的主要污染物分別為PFOA、全氟三嗪酸、PFOS、PFPeA。

綜上所述，水產品中PFCs的污染水平普遍高于植物體，這與水生生物生活環境息息相關。雖然植物污染PFCs的主要原因是農田土壤灌溉用水被PFCs污染，但大量PFCs存在于土壤中，僅有少量被植物通過根莖吸收轉運至植物體內，導致植物體中的PFCs含量較低[28]。而水生生物長期生活在污染環境中，其體內不斷富集PFCs，使得水產品中PFCs含量普遍高于植物體。如今水產品在日常生活中越來越受歡迎，其質量控制應得到進一步重視，以降低PFCs暴露風險。

1.4 肉類中PFCs污染現狀

肉類是人類膳食不可缺少的部分，其PFCs的暴露水平也值得重點關注。白潤葉[39]研究發現，19 種PFCs在全國部分主產區雞肉中均有檢出，總檢出率為80.5%，平均總含量為0.254 μg/kg，主要污染物為PFPeA、PFOA和PFDA，平均含量分別為0.086 4、0.055 7、0.018 2 μg/kg。王冬根等[40]對江西省畜禽產品中PFOA和PFOS污染情況調查研究發現，雞肉中未檢測出PFOA，而雞血中存在較高水平的PFOA污染，同時發現畜禽產品肝臟器官的污染程度要高于肌肉。Wang Jieming等[41]也報道了類似的研究結果，其對北京市市場中豬類和雞類產品的研究表明，豬肝中PFCs總含量最高，而豬肉和雞肉中PFCs總含量最低。白潤葉[39]同時也在羊肉中檢出17 種PFCs，總檢出率高達97.6%，平均總含量為0.476 μg/kg，是雞肉中的2 倍。但王戈慧[42]評估新疆地區牛羊肉中PFCs的污染分布特征與攝入風險發現，PFCs在牛羊肉中的檢出率為53%，平均總含量為0.043 μg/kg，遠低于白潤葉所報道的0.476 μg/kg，表明新疆地區肉類食品的PFCs污染程度較輕；此外，在牛羊肝臟中PFCs檢出率達到96%，平均總含量為1.994 μg/kg，約為肌肉樣本的46 倍。由此可見，PFCs主要在肝臟組織等解毒器官中沉積，而在肌肉組織相對較少，其可能原因是PFCs結構和性質與脂肪酸類似，易與生物體內的FABP等蛋白結合，沉積在肝臟組織等解毒器官中。

1.5 其他食品中PFCs污染現狀

除水體、植物、水產品、肉類食品外，乳制品及蛋類產品中PFCs污染水平也有相關研究。余宇成[43]對我國31 個省、直轄市的660 份牛奶樣品進行PFCs質量濃度檢測，結果發現我國牛奶中PFCs污染較為嚴重，其主要污染物為PFOA和PFOS，平均質量濃度分別達到93 ng/L和126 ng/L。邢珍妮[44]調查新疆地區奶類、蛋類PFCs污染水平發現，在奶類產品中僅有部分樣品檢出PFOA和PFOS，平均質量濃度分別為16.2 ng/L和24.5 ng/L，污染程度低于全國水平；在蛋類產品中共檢測出11 種PFCs，PFPeA、全氟己酸、PFOA、PFOS、PFNA為主要檢出物。這與我國沿海地區雞蛋中主要PFCs污染物基本相似[45]。

綜上所述，在各類食品中均存在PFCs污染，且PFOA和PFOS在食品中檢出率較高，是食品中主要的PFCs污染物。但因區域環境差異、城市工業化程度不同、不同生物的富集差異等因素導致各類食品中PFCs的污染水平存在差異。只有從源頭上減少全氟材料的應用，全面治理水體環境，嚴格把控工廠的廢棄物排放，才能減輕或杜絕食品中的PFCs污染。

2 L-FABP概述

FABPs是一類分子質量為14～15 kDa的脂肪酸轉運蛋白，主要分布于哺乳動物心肌、肝臟、小腸、腦及脂肪等組織細胞中，根據首次被發現的分布位置對其命名，分別為肝型、腸型、心臟型、脂肪型、表皮型、回腸型、腦型和髓鞘型[46-48]。不同類型的FABPs具有組織特異性，有些類型僅存在于單一組織器官中，有些則存在于多種組織器官中。所有FABPs均具有類似的三級結構，包含脂肪酸進入疏水空腔的入口和脂肪酸與L-FABP結合的結合腔，分別為由2 個α-螺旋、1 個β-轉角組成的螺旋-轉角-螺旋結構域[49-50]和由10 個β-折疊形成的疏水腔。

L-FABP由127 個氨基酸殘基組成，分子質量為14.4 kDa，和FABPs一樣也是β-桶結構。L-FABP首先發現于肝細胞中，在肝細胞中的含量約占肝細胞總蛋白的2%[51]。Agellon等[52]研究發現L-FABP也在小腸細胞中表達，尤其在十二指腸和空腸中的表達量最高。

3 PFCs與L-FABP的相互作用

PFCs主要通過對水和食物的攝取進入人體，并且在人體肝臟細胞中積累。PFOA和PFOS是食物中主要的PFCs污染物，與脂肪酸具有類似的結構（圖1）。體外研究發現，PFOA和PFOS均能與L-FABP結合，干擾脂代謝，并作為過氧化物酶體增殖物作用于過氧化物酶體增殖物激活受體α（peroxisome proliferators-activated receptor α，PPARα），產生毒性效應[53]。

圖1 棕櫚酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）化學結構[23,54]Fig. 1 Chemical structure of palmitic acid (A), per fl uorooctanoic acid (B),and per fl uorooctane sulfonate (C)[23,54]

3.1 PFCs與L-FABP相互作用的研究

PFCs具有強疏水的全氟碳鏈尾部和親水的羧酸或磺酸頭部，能夠靶向作用于L-FABP。在PFCs與L-FABP的親和力研究中，Luebker等[55]以11-(5-二甲基氨基萘磺酰基)十一烷酸（11-(5-dimethylaminonapthalenesulphonyl)-undecanoic acid，DAUDA）為熒光探針，通過競爭性熒光替代法用含氟化合物將與L-FABP結合的DAUDA置換，研究配體與L-FABP的結合親和力，結果顯示，10 μmol/L的PFOA可以抑制43%的DAUDA-L-FABP結合，半抑制濃度（half-inhibitory concentration，IC50）大于10 μmol/L；10 μmol/L的PFOS可以抑制69%的DAUDAL-FABP結合，其IC50為4.9 μmol/L。Zhang Lianying等[56]也用競爭性熒光替代法研究配體與L-FABP的結合親和力，以硝基苯并惡二唑標記的月桂酸為熒光探針，結果表明，PFOA、PFOS的結合常數分別為50.4、18.5 μmol/L，IC50分別為9.0、3.3 μmol/L。Sheng Nan等[6]以8-苯胺-1-萘磺酸為熒光探針，測定得到PFOA、PFOS與L-FABP的結合常數分別為8.03、4.99 μmol/L，IC50分別為2.15、1.34 μmol/L。以上研究結果均已證實PFCs能夠與L-FABP結合，且PFOA與L-FABP的結合親和力小于PFOS。

為進一步了解PFCs與L-FABP的相互作用特征，Zhang Lianying等[56]通過分子對接實驗發現，PFCs極性羧基或磺酸基頭部能夠與L-FABP中122位精氨酸和39位絲氨酸殘基形成氫鍵，疏水的尾部與L-FABP空腔內的非極性氨基酸殘基相互作用，這種結合方式與棕櫚酸綁定L-FABP的方式極為相似（圖2A）。通過比較PFOA、PFOS與L-FABP分子對接的結構發現，PFOA的羧基頭部能夠與L-FABP中122位精氨酸和39位絲氨酸殘基形成2 個氫鍵（圖2B），而PFOS的磺酸基頭部能夠與L-FABP中122位精氨酸和39、124位絲氨酸殘基形成3 個氫鍵（圖2C），產生這種結果的原因可能是PFOS中的磺酸基比PFOA中羧基多了一個可以形成氫鍵的氧。PFCs與L-FABP結合形成的氫鍵數量與親和力呈正相關，這也由此可以說明PFOA與L-FABP結合的親和力小于PFOS。

圖2 L-FABP與棕櫚酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）分子對接示意圖[[5566]]Fig. 2 Docked complexes between L-FABP and plamitic acid (A),per fl uorooctanoic acid (B) and per fl uorooctane sulfonic acid (C)[56]

3.2 PFCs對脂肪酸調控的影響

L-FABP在肝細胞中是一種高表達的細胞內蛋白，其在細胞內濃度達到0.1～0.4 mmol/L，遠大于體外相互作用實驗中的L-FABP濃度（0.8 μmol/L）。普通人群肝細胞中PFOA和PFOS的濃度分別約為7.5 nmol/L和9～114 nmol/L[57-58]，而從事與PFCs相關工作人員肝細胞中PFOA和PFOS的濃度分別為0.1～31.7 μmol/L和0.33～54.3 μmol/L[59]。普通人群肝細胞中PFOA和PFOS的含量遠小于PFCs與L-FABP的結合濃度，對通過競爭性取代脂肪酸沒有影響；但長期暴露在PFCs環境中的人群，其肝細胞中PFOA和PFOS的濃度達到甚至超過PFCs與L-FABP的結合濃度，因此PFCs能夠取代部分脂肪酸與L-FABP結合。尤其是少于15 個碳的脂肪酸、膽固醇、膽汁鹽與L-FABP的親和力較弱[60]，PFCs在體內可能取代其并與L-FABP結合參與脂代謝，對生物體健康造成影響。

研究顯示，L-FABP可以與PPARα直接相互作用，同時傳遞配體直接激活受體[61]。PPARα是調節參與脂肪酸氧化和細胞分化的多種基因轉錄的關鍵核受體[62]。激活PPARα可以提高一些具有轉運或清除功能蛋白的表達量，包括FABPs、膜轉運蛋白等，這些蛋白均能清除細胞中的有害物質。內源性長鏈脂肪酸可以激活PPARα[63]，現有研究表明PFOS和PFOA也可以激活PPARα[53]。因此，PFCs可以取代內源性脂肪酸結合L-FABP，被L-FABP轉運到細胞核內激活PPARα，被激活的PPARα又可以結合于包括L-FABP在內的應答元件，激活它們的轉錄，促使更多的L-FABP表達并結合PFCs，進一步影響脂肪酸與蛋白的結合，最終導致與肥胖、胰島素耐受性、二型糖尿病和高脂血癥相關的脂毒性[64-65]。

隨著研究的不斷深入，L-FABP與配體的結合位點越來越清晰，這一研究可為今后相關疾病的治療或預防藥物的研制提供作用靶標。PFCs干擾脂肪酸代謝的機制可為今后PFCs對人類肝臟毒性的機理研究提供理論基礎。在競爭性熒光替代實驗中，可以利用PFCs與L-FABP結合導致熒光強度變化的相關性原理，為L-FABP監測PFCs含量提供參考方法。

4 結 語

PFCs能夠干擾脂肪酸及其衍生物與L-FABP的結合，影響L-FABP在細胞中的表達，干擾脂肪酸代謝。大量研究表明PFCs在體內的富集與脂代謝異常相關疾病密切相關。目前關于PFCs的作用靶點，研究僅限于L-FABP，但是生物體的9 種FABP具有基本相同的結構，均為脂肪酸運輸蛋白，PFCs不僅僅作用于L-FABP，也會作用于腸型、心臟型、脂肪型、表皮型、回腸型、腦型、髓鞘型FABPs，PFCs的生物毒性可能與各種類型的FABPs均有作用，可見其在生物體內作用靶點眾多。研究PFCs與這些靶點的相互作用和親和力，對研究PFCs的體內分布、生物毒性以及作用機理具有非常重要的意義。

綜上所述，雖然食品中PFCs含量相對較低，但是持續攝取被PFCs污染的食品會增加人體患病的可能性，對人體健康造成損害。現西方國家已對其相關問題進行研究并制定了相應的限量標準。而我國目前尚未出臺PFCs限量的相關規定。政府部門應制定相應的法律條約來約束和限制其使用；與此同時，企業應加強替代技術產品的研發，減少PFCs的排放。