食品污染物3-氯-1，2-丙二醇毒理作用的研究进展

白 顺，孙建霞，邹飞雁，孙丛龙，白卫滨

(1.暨南大学发育与再生生物学系，广东广州510632;2.广东工业大学轻工化工学院，广东广州510006;3.暨南大学药学院药理教研室，广东广州510632;4.暨南大学食品科学与工程系，广东广州510632)

食品生产、加工及储存过程中当氯离子与脂类经过一系列条件反应后会产生氯丙醇［1］，氯丙醇有多种同系物，其中3－氯－1，2－丙二醇(3－MCPD)因其染量和毒性较大，常作为氯丙醇研究的代表［2］。食品中的3－MCPD最初是在酸水解植物蛋白加工酱油等加工过程中发现，随后相继在方便面、面包、饼干、烤奶酪等热加工的谷类食品中发现［3］。研究发现吸烟也能产生含量可观的3－MCPD［4］。除此之外，精制油的过程中可产生大量的3－MCPD脂，3－MCPD脂会在体内通过代谢途径产生3－MCPD［5］。世界各地近年来逐渐开始重点关注氯丙醇。2001年联合国粮食及农业组织/世界卫生组织联合食品添加剂专家委员会(JECFA)对3－MCPD进行安全评估，确定其暂定每日膳食耐受量(PMTDI)为2μg/kg，并于2006年再次评估这种污染物［6］。食品法典委员会(CAC)自2000年起讨论氯丙醇，并于2008年设定含有酸水解植物蛋白的液态调味品(不包括天然发酵酱油)中3－MCPD的限量为 0.4mg/kg［7］。与此同时，欧洲委员会的成员国在不断收集不同食物氯丙醇含量数据，并估计从食物中摄取氯丙醇的情况［8］。我国也于2010年食品安全国家标准(征求意见稿)中说明，通过食品污染物监测网、国家总膳食研究及相关研究，确定3－MCPD主要来源，结合食品中3－MCPD污染的现状和居民膳食3－MCPD暴露评估结果，提出仅限添加酸水解植物蛋白的液体调味品中3－MCPD的限量标准为0.4mg/kg［9］。3－MCPD已被证明具有致突变性、致癌性和生殖遗传毒性等，靶器官主要为肾脏和雄性生殖系统。本文介绍了其毒性的研究进展。

1 3－MCPD体内代谢动力学研究

Jones等［10］通过对雄性 Wistar大鼠进行相关实验来研究3－MCPD动力学。雄性Wistar大鼠经腹腔注射含14C标记的3－MCPD(100mg/kg·d)后，大约30%的3－MCPD会以CO2形式呼出，23%氧化生成β－氯代乳酸，8.5%在给药24h后以原形排除体外。此外研究发现，3－MCPD广泛分布在体液中，并可通过血脑屏障和血睾屏障［11］。3－MCPD在体内主要有两种代谢途径:一种能够与谷胱甘肽结合后可解除毒性，其后形成草酸盐［12］。有足够证据显示该代谢途径可能会进行微生物酶反应形成缩水甘油［13］，而缩水甘油在体外和体内的测试均显示有基因毒性;另一种基于体外的一些实验结果表明，3－MCPD在哺乳动物体内可代谢为β－氯代乳酸，β－氯代乳酸能够抑制生殖系统正常代谢，随后β－氯代乳酸会进一步分解成CO2和草酸盐［10］。一般通过检测尿道排出的代谢物 β－氯代乳酸来检测体内的 3－MCPD含量［14］。

2 3－MCPD毒性作用

2.1 急性毒性

在小鼠和大鼠的急性毒性实验过程中发现，肾脏最容易受到3－MCPD毒性的影响，是3－MCPD的靶器官。给予SD大鼠及Wistar小鼠腹腔注射浓度为100mg/kg·d的3－MCPD一段时间后，观察到SD雄鼠出现急性肾小球肾炎，Wsitar雄鼠出现严重的糖尿和蛋白尿［10，15］。小鼠灌胃摄入浓度为 30mg/kg·d的3－MCPD 4周或大鼠口服浓度为9mg/kg·d的3－MCPD 13周后，肾脏的重量显著增加［16］。雄性和雌性小鼠分别灌胃给予37、30mg/kg·d的3－MCPD 13周后，肾脏的重量增加且雄性小鼠的生精上皮明显呈恶化状态［17］。最近的一项研究结果表明，喂食溶解在玉米油中3－MCPD，所有实验组均有一定剂量依赖的正常色素贫血，1～5周后高剂量下会导致一半的雌性大鼠死于肾衰竭［14］。雄性和雌性小鼠无明显副作用剂量(NOAEL)分别为 18 和 15mg/kg·d［17］。

3－MCPD的肾脏毒理机制是由于3－MCPD代谢β－氯代乳酸的过程中抑制了糖酵解的代谢过程［18］。糖酵解产能的过程受到破坏可导致肾毒性作用。此外，肾脏中3－MCPD代谢草酸盐的增加也可以导致其毒性损伤作用［19］。还有研究中表明，给予大鼠剂量为30mg/kg·d的3－MCPD 40d后，发现尿中半乳糖基甘油的含量是3－MCPD影响机体的一个早期生物标记物。由此猜测3－MCPD使肾和附睾中β－半乳糖(一种溶酶体酶)失衡，导致半乳糖基甘油水解为半乳糖和甘油［20］。

灵长类急性毒性实验结果显示3－MCPD对骨髓有毒性作用［21］。6只雄性恒河猴口服给予剂量为30mg/kg·d的3－MCPD，其中三只在1～5周均表现出脑出血、抑郁、体弱的临床症状，通过血液学深入研究表明其体内出现贫血、白细胞减少以及严重的血小板减少现象，呈现典型的骨髓损伤现象。实验过程中，有2只猴子死于骨髓病，证明3－MCPD对灵长类动物骨髓的毒性作用明显。但目前3－MCPD在灵长类毒理作用的机制还没有进一步的深入研究，对肾的影响还未见相关报道。

2.2 致癌性

体外研究Swiss小鼠皮下和腹腔注射3－MCPD［22］以 及 SD［23］、Fiseher344［24］、B6C3F1［25］大 鼠 喂 食 含3－MCPD食物的实验确定3－MCPD具有致癌性。然而，只有3次实验的设计是完全按照OECD致癌性实验451指导的［26］。因此，对于口服3－MCPD致癌性的剂量还值得进一步研究确定。

Sunahara 等［24］研究了雄性和雌性 Fischer F344大鼠给予含3－MCPD的饮用水2年(20，100和500ppm)后发现，当雄性剂量在 1.1、5.2、28.3mg/kg·d或雌性剂量在35.3mg/kg·d时，3－MCPD有致癌性，而且所有实验组肾小管畸形率均高于对照组，高剂量组(100、500ppm)有明显的肾毒性。此外，3－MCPD实验组可增加肾脏和睾丸间质细胞肿瘤发生几率，具有剂量依赖性，但由于引起肾小管畸形的剂量比它低，所以可以算是二次作用的结果。同时，3－MCPD的刺激可引起雄性乳腺癌和包皮腺肿瘤升高，这可能是由于大量间质瘤细胞激素刺激作用的结果。

Cho等［23］对SD大鼠两年的致癌性研究发现，当雄鼠或雌鼠喂食3－MCPD 剂量为2.0、8.27、29.5mg/kg·d和2.7、10.3、37mg/kg·d时，虽然所有剂量刺激的雄性睾丸输精管以及动脉外膜等都没有肿瘤的发生，但肾小管肿瘤的发生率呈明显上升趋势。雄性所有实验组的肾小管致癌性和雌性400ppm组肾小管瘤都有统计学意义。当剂量达到400ppm时，SD大鼠间质细胞肿瘤显著增加，而乳腺癌却没有明显变化，提示了前人研究的Fischer344大鼠乳腺癌发生可能是一个特殊的现象。对两个不同品系的大鼠实验结果总结得出肾小管畸形和慢性肾病发生率上升会伴随肾小管瘤的产生，即3－MCPD刺激的肾瘤是由于肾小管畸形和慢性病造成的。

然而，最新对B6C3F1小鼠2年致癌性研究与上述结果却刚好相反［25］。通过饮水给予3－MCPD剂量为30、100、300ppm时没有产生任何肿瘤，也没有结果显示3－MCPD对肾或其他生殖器官造成损伤。以上这些结果可能是3－MCPD种属差异毒性造成的，对于3－MCPD致癌性的研究还需要更多机制方面的研究。

2.3 遗传毒性

3－MCPD在外源性代谢活性系统存在或不存在时，细菌基因突变测试结果均显示为阳性［27］。哺乳动物细胞体外遗传毒性实验，包括小鼠淋巴瘤细胞Tk基因处的突变测试、V79细胞hprt基因处突变和姐妹染色单体互换测试等，均呈现基因毒性结果［28－30］。虽然，体外细胞毒性实验表明 3－MCPD 具有遗传毒性，但是在所有体内3－MCPD基因毒性实验结果，包括果蝇突变/重组实验、大鼠程序外DNA合成、小鼠骨髓微核测试、大鼠体内肾脏和睾丸组织细胞彗星实验等，都是阴性结果［31－35］。

早期研究发现细菌能诱导3－MCPD脱氯代谢为一个已知的鼠伤寒菌突变剂缩水甘油［31］，因此在细胞的遗传毒性测试结果为阳性。而在哺乳动物中3－MCPD代谢为缩水甘油的含量很少，所以在体内就没有基因毒性。由此说明3－MCPD遗传毒性的结果在细菌和哺乳动物中是有两种不同的作用机制。

2.4 生殖毒性

多年以前，3－MCPD被认为作为一个潜在的男性避孕药，因为它能迅速可逆的与成熟精子作用，抑制精子活性。后来在动物实验中发现灵长类有副作用现象［36］，此种避孕药的研究就此终止。一些生殖毒性实验表明3－MCPD对雄性生殖系统有毒性作用［37－40］。给予大鼠浓度为 1mg/kg·d 的 3－MCPD时，大鼠的精子运动能力显著降低，雄性生殖能力受损。当剂量大于10～20mg/kg·d时，大鼠精子形态改变，附睾受损。受3－MCPD刺激的其他哺乳动物(包括仓鼠、豚鼠、狗、羊、恒河猴)也能降低生育力，但刺激剂量稍高于大鼠。虽然具体的分子机制尚未得知，但通过一些研究发现精子活力降低或许是由于3－MCPD代谢物抑制了精子糖酵解中酶类活性［37］。3－MCPD 实验组 H+－ATP 酶表达量降低，随后附睾尾pH改变，抑制精子形成及精子活性［38］。

李宁等［39］进行3－MCPD对大鼠的生殖毒性作用研究时发现，当剂量达到8、16mg/kg·d时，精子存活率和睾丸LDH－X显著降低，睾丸和附睾出现病理改变，提示3－MCPD可能通过影响酶的活性干扰睾丸能量代谢和分裂过程而导致生殖毒性。Barocelli等［14］研究表明雄性大鼠在高剂量3－MCPD刺激下存在睾丸毒性，并有显著细胞凋亡现象。中剂量有一定的睾丸损伤，凋亡因子Caspase 3活性上升，但一些跟氧化压力相关的标志物含量没有变化(硫代巴比妥酸还原值TBARS和碳基化合物)。

Ramy等［40］对交配11.5d后的孕鼠给予剂量为5，10或25mg/kg·d的3－MCPD 1周后，发现中高剂量组孕鼠的体重明显降低，组织学观察发现胚胎组织中含有3－MCPD以及其代谢产物β－氯代乳酸，但孕鼠的睾酮分泌量以及睾丸关键基因表达都没有明显改变，说明3－MCPD对睾丸器官形成没有影响。

综合以上生殖毒性结果，研究睾丸内相关细胞凋亡是阐明其生殖毒性的重点研究方向，揭示生殖细胞的凋亡通路和机制是未来重点研究内容。

2.5 免疫毒性

对3－MCPD及其代谢物的免疫毒性研究中发现其能抑制脾细胞和巨噬细胞的功能［41－44］。雌性小鼠喂食含 0、25、50、100mg/kg·d 3－MCPD 14d，观察得到3－MCPD对小鼠的免疫系统中的脏器没有相关病理学的改变，但在高剂量组小鼠脾脏重量显著下降，脾细胞和胸腺细胞数量所占的比例明显下降，抗体合成量也显著降低。自然杀伤(NK)细胞活性在50和100mg/kg·d组下降明显［41］。混合淋巴细胞反应和延迟性超敏反应没有明显的变化。但CD4+CD8+细胞明显减少，腹腔巨噬细胞活力明显不如对照组［42］。Byun 等［43］发现 3－MCPD 浓度在 2～8mmol/L时，刀豆蛋白A(ConA)、抗CD3+和脂多糖(LPS)刺激的淋巴细胞活性下降，而LPS更可在3－MCPD浓度为0.2～2mmol/L时促使淋巴细胞增殖能力降低。与ConA共培养的脾细胞在3－MCPD刺激剂量为1、2或4mmol/L以上时，脾细胞内干扰素(IFN－γ)、白介素IL10以及白介素IL4水平明显降低。当3－MCPD剂量在0.5mmol/L时，可以抑制肿瘤坏死因子TNF－α的激活。3－MCPD代谢产物 β－氯代乳酸浓度在200～800μmol/L之间时，ConA、抗 CD3+和 LPS 刺激的脾细胞与对照组相比活性均呈下降趋势。与ConA共培养的脾细胞，当β－氯代乳酸刺激浓度大于100μmmol/L时，IFN－g、IL－2和 IL－4 表达均下调［44］。

2.6 神经毒性

研究表明3－MCPD对神经元细胞有毒性作用，90mg/kg·d剂量能导致小鼠四肢麻木。摄入3－MCPD可大范围分布在身体内，穿过血脑屏障［11］。但Kim等［45］对10只SD雄、雌鼠分别口服11周浓度为0、10、20 或30mg/kg·d的3－MCPD 研究中，观察到高剂量刺激的雄鼠体重显著降低，而所有实验组大鼠活动能力、着陆能力、前足握力都没有显著的影响。结果表明3－MCPD在该剂量下没有表现出神经毒性。随后，Kim 等［46］又研究了 3－MCPD(10和30mg/kg·d)喂食13周对SD大鼠神经系统中一氧化氮合酶的影响。实验结果显示在大鼠前囱后1.0mm处，实验组皮质和纹状体的神经元一氧化氮合酶(nNOS)表达量显著下调，而在前2.3mm处，nNOS与对照组相比没有显著差异。实验组新皮质和纹状体的诱导性一氧化氮合酶(iNOS)在前囱前2.3、0.4和后1.1mm处表达均降低。这些数据表明3－MCPD代偿性调节新皮质和纹状体处的nNOS和iNOS表达。当一氧化氮(NO)合成通路中的关键酶失调时会导致NO神经传递过程受损，这是大脑机能障碍的起因，可引起神经毒性。

Skamarauskas等［47］对 3－MCPD 的神经毒性机制进行相关研究发现，3－MCPD不会通过影响大脑内能量的合成表现出神经毒性，可能是通过选择性的破坏体内氧化还原反应平衡引起的毒性作用。

3 3－MCPD基准剂量

长期暴露的剂量一般是以无明显毒害作用水平(NOAEL)为基础的。基准剂量(BMD)最初由Crump于1982年提出，用于评价关键性的致毒临界点。Hwang等研究用 BMD替代 NOAEL来改进当前3－MCPD的危险评估。通过美国环保局USEPA的BMD软件综合分析3－MCPD刺激大鼠肾小管增生确定3－MCPD 10%的 BMD10和最低基准剂量(BMDL10)分别为 0.94、0.68mg/kg·d，其 BMDL 的值比NOAEL要稍高一些，但没有最低可见有害作用水平(LOAEL)高。这些值对确定3－MCPD每天最大忍受剂量(TDI)能够起到关键性的决定。此次研究证明BMD在食品污染物危险评估的含量测定中是非常有用的一个指标［48］。

Barocelli等研究发现雄性3－MCPD对肾和睾丸结构基本损伤剂量(BMD10)分别为5.6、8.4mg/kg·d，BMDL10为 2.5、6.0mg/kg·d，雌性 BMD10和 BMDL10致死量为 7.4、2.3mg/kg·d［14］。Cho 等［23］在两年的 3－MCPD毒性研究结果分析中运用了BMD。通过软件估算得出雄鼠受3－MCPD刺激2年的肾小管增生BMDL10为 0.87mg/kg·d，雌性为 19.47mg/kg·d。基于这些结果作者认为，人类3－MCPD最大忍受剂量(TDI)可参照雄性大鼠BMDL10的值即0.87mg/kg·d。Rietjens等［49］认为 BMD 是3－MCPD 引起大鼠肾小管增生最敏感的值。通过其他研究学者的实验结果总结得出BMDL10值在所有大鼠模型组中均值为0.72mg/kg·d。基于BMDL10并考虑到种间的差别，推断人类的TDI为7μg/kg·d。

一直以来，国际食品科学委员会(SCF)［31］和食品添加剂委员会(JECFA)［6］都是通过LOAEL值推导出TDI，但在2009年欧洲食品安全局(EFSA)却发布使用基准剂量(BMD)用于毒物的危险评估［50］，具体的说明如下:在一些研究中，需要有与对照组相比最低可见有害作用水平(LOAEL)的作用。在无显著有害作用水平(NOAEL)上，一般要把LOAEL去除一个额外的不确定因素。然而，在BMD剂量上，最低基准剂量BMDL是建立在基准反应(BMR)的数据上确定的，并不需要其他额外的不确定因素。

4 展望

目前为止，关于3－MCPD毒理作用的研究尽管取得了一定的研究成果，但这些结果仍不能满足3－MCPD毒理评价需要。今后关于3－MCPD毒性的研究在以下几个方面需进行深入的研究:3－MCPD毒理学标准的构建及确认;3－MCPD毒性作用的分子机制;人体3－MCPD暴露数据及最低安全剂量;3－MCPD毒性发生后的解毒措施及机制。相信随着实验方法的改进和研究的深入，3－MCPD毒理机制的研究将会取得进一步的突破，为人类预防和解除3－MCPD毒性提供一定的基础数据和理论依据。

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