全氟化合物污染现状及其与肝型脂肪酸结合蛋白相互作用研究进展

方国康，徐建明，李若慧，蒋 丹，黄迎春,*

（1.北京联合大学生物化学工程学院，生物质废弃物资源化利用北京市重点实验室，北京 100023；2.淮阴师范学院 江苏省环洪泽湖生态农业生物技术重点实验室，江苏 淮安 223300）

全氟化合物（perfluorinated compounds，PFCs）是一类含氟的烃，氟原子取代了其烷基链中连接于碳上的氢原子形成氟化碳链，连接不同的官能团，可以形成全氟羧酸、全氟磺酸以及全氟磺酸盐等几类主要PFCs。由于氟原子比氢原子的体积和电负性大，使C－F键具有强极性，在强紫外线、高温及其他化学作用条件下具有较强的稳定性，且很难通过微生物及高等动物的代谢作用降解，因此PFCs常出现在尖端技术和重大工业项目中，在食品、医药、农药等行业中也有广泛应用[1-2]。同时，PFCs也对环境、土壤、植物甚至生物体造成了持久性污染。

最主要的两种PFCs为全氟辛酸（perfluorooctanoic acid，PFOA）和全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulfonic acid，PFOS），早在2010年就被列为世界新型持久性有机污染物，我国也在2014年明确提出对PFOS应用的限制。PFCs作为一种人工合成的新型有机污染物，其危害性已引起世界的广泛关注。由于PFCs具有物理、化学、生物稳定性，极易在生物体内富集，生物体内的PFCs水平已高于部分永久性有机污染物的数百至数千倍[3]。PFCs还具有生殖、诱变、发育、神经、免疫等多种毒性，是一类具有全身多脏器毒性的污染物[4-6]。研究表明，长期暴露在PFCs中的大鼠和非人灵长类动物，体质量和存活率降低，同时肝脏质量增加，诱导产生肝脏腺瘤和肝肿大[7]。

PFCs在清洁剂产品、纸张涂料和食品包装材料等方面具有广泛应用[8-9]，因此生活垃圾中含有大量的PFCs。随着时间推移，PFCs在环境中富集，PFCs已在各种生物体内被发现，呈现出分布范围广、含量高等特点。近年来，随着生活水平的提高，人们对食品安全愈加重视，食品污染也成为人们关注的焦点。PFCs进入人体的主要途径是摄入受污染的食品[10-11]，由于PFCs与脂肪酸具有类似结构，能够与转运脂肪酸的肝型脂肪酸结合蛋白（liver fatty acid binding protein，L-FABP）相互作用，干扰脂肪酸与L-FABP结合，影响脂肪酸代谢调控。因此，本文对PFCs在食品中的污染现状及其与L-FABP相互作用对脂肪酸代谢调控的干扰进行综述，以期为进一步研究PFCs与体内9 种类型FABPs的结合活性，及了解PFCs的体内分布、生物毒性与作用机理提供理论参考。

1 PFCs污染现状

目前，环境中PFCs污染物主要来源于各类含氟有机化合物产品，通过食物链的传递、运输，在各类食品中存在不同水平的污染情况。基于食品种类的差异，分别从水体、植物、水产品、肉类等方面对PFCs在食品中的污染现状进行论述。

1.1 水体中PFCs污染现状

水是生命之源，万物都离不开水，干净的水源能够为生物提供一个良好的生长环境。大量文献报道，世界各地水域都存在不同程度的PFCs污染。PFCs具有亲水的羧基和磺酸基，在水体中一般以阴离子形式存在，因此其在水中具有较高的溶解性，造成水体污染。Oliaei等[12]研究发现，受到3M公司生产含氟化合物的影响，美国明尼苏达州密西西比河流域水体表层水中PFOS质量浓度高达18.2 mg/L。Lescord等[13]对加拿大努纳武特卢瑟特湾附近6 个北极湖泊进行研究，测得水体中PFOS质量浓度为0.02～41.00 ng/L，其中两个湖泊水体被当地一个小型机场使用含有PFOS的泡沫灭火剂所污染，其PFOS含量是附近湖泊的1 000 倍左右。Yamashita等[14]测得日本东京湾水体中PFOA质量浓度为1.8～192.0 ng/L，PFOS质量浓度为0.34～57.70 ng/L，而二者的质量浓度可能与东京的城市化和工业化进程密切相关。Groffen等[15]对南非瓦尔河水体中PFCs含量进行研究，发现全氟戊酸（perfluoronpentanoic acid，PFPeA）在水体中的质量浓度最高，达到45 ng/L。

中国河网密布，湖泊、河流和地下水丰富，遍布中国各区域。因区域经济发展、自然地理特征等因素的影响，各地水环境PFCs污染程度存在一定差异。东北地区辽河流域水环境中PFCs的质量浓度为0.38～127.88 ng/L[16]，而松花江水体中PFCs水平远低于辽河流域，其质量浓度为0.143～1.410 ng/L[17]；这可能是因为松花江区域主要以农业为主，工业化水平较低，而辽河流域由于上游沈阳市工业和生活污水的排放，导致其污染程度较松花江高[18]。Zheng Binghui等[19]对长江三角洲区域PFCs污染的研究结果显示，我国华东地区PFCs污染质量浓度范围为31～902 ng/L，太湖、黄浦江、钱塘江、扬子江PFCs污染的平均质量浓度分别为189、122、120、191 ng/L，其中太湖和扬子江的污染程度高于黄浦江和钱塘江，这可能是由于太湖和扬子江流域工厂较多，涉及含氟行业的比例较高。在太湖入湖口检测到PFCs污染质量浓度最高达到308 ng/L，这与Sun Hongwen等[20]先前报道的结果基本一致。钱塘江的PFCs污染主要因子是PFOA，其质量浓度为0.59～538.00 ng/L，污染主要来自上游兰江，可能与其上游产业布局密切相关[21]。周珍等[22]对武汉地区水环境中的PFCs污染调查发现，PFCs的总质量浓度为21.0～10 900.0 ng/L，同时还发现，水环境中PFCs污染以短链同系物为主，表明我国已认识到长链PFCs的危害，短链替代效应已在我国化工领域出现。柳思帆[23]对北京市水源地水体PFCs暴露水平进行检测，发现密云水库和官厅水库水体中PFCs总质量浓度分别为5.30～8.67 ng/L和24.80～142.42 ng/L，与其他水体相比PFCs污染处于较低水平。

国内外水体中PFCs的污染水平存在数十倍甚至数千倍的巨大差异[12-13]。PFCs检出水平与距化工企业的距离极显著相关，距离与污染物总质量浓度之间呈显著负相关[24]。PFCs污染物的暴露水平主要与地理位置的工业发展程度、交通及贸易状况相关，区域经济越发达，工业水平越高，其污染越严重[25]。

1.2 植物中PFCs污染现状

植物污染PFCs的主要原因可能是农田土壤灌溉使用被PFCs污染的水源，导致PFCs在土壤中积累污染，植物通过富集、转运作用吸收土壤中PFCs，从而进入食物链，给人类健康带来潜在风险。杨鸿波[26]在油菜、大豆、水稻3 种农作物的根、茎、叶中均检测出PFCs；对不同产地、不同企业生产的84 种食用油进行PFCs分析，发现98%的样品中含有PFCs，其中PFOS检出率最高，达88%，全氟壬酸（perfluorononanoic acid，PFNA）的含量最高，平均含量为1.14 μg/kg，最高含量为6.76 μg/kg。罗超[27]研究福建省大米中的PFCs污染情况，在大米中共检测出18 种PFCs，其中PFOA、PFOS为主要污染物，二者在大米中的检出率分别为84.06%和56.70%，平均含量分别为0.147 2 μg/kg和0.080 2 μg/kg，PFOA的污染水平明显高于PFOS，这可能是由于二者在水中的溶解度不同（PFOA、PFOS在水中的溶解度分别为3.40、0.57 g/L），且水稻需水量大，能从水体中吸收和富集更多的PFOA。孙腾飞[28]检测广州、佛山两地工业园区周边蔬菜发现，两地蔬菜的PFCs污染水平分别为0.01～7.84 μg/kg和未检出至1.3 μg/kg，且两地蔬菜均以PFOA含量最高，平均含量分别为0.690 μg/kg和0.007 μg/kg。Herzk e等[29]对欧洲东、西、南、北四个区域蔬菜中的PFCs污染情况进行对比分析，结果表明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，且呈现PFOA和PFOS在植物中检出率较高、检出含量较高的现象。这可能是因为C6～C9的PFCs在环境中分布广泛，会随着植物的生长从环境中迁移到植物中，也会因食物链的传递转移到动物体内；同时还可能因为每个污染物的迁移运输能力不同，具有不同的亲水亲油性，在不同介质间的分配能力不同，影响了其在植物中的检出。Krippner等[30]研究发现，PFCs的碳链长度决定其在植物中的传输，碳链越长其传输到玉米秸秆和果实的能力越弱。Stahl等[31]研究证明PFCs在植物中各部位的污染水平一般遵循根部＞秸秆＞果实的规律。

1.3 水产品中PFCs污染现状

水产品因其营养与保健价值被人们逐步了解和认识，导致其全球需求量稳步上升，2018年水产品全球需求量达17 800万 t，与2017年相比，同比增长2.1%[32]。水产品消费是普通人群PFCs暴露的一个重要来源，因此对于此类食品中的PFCs含量需 要重点研究。

Shi Yali等[33]对我国青藏高原高山湖泊中鱼类的PFCs污染水平进行调查分析发现，96%的鱼类样品存在PFOS污染。周殿芳等[34]结合水产动物生活习性和生态环境等特点，对不同水产品中PFCs的检出比例、种类及区域检出水平进行比较分析，发现不同水产品PFCs检出比例存在一定差异，PFCs在各类水产品中的含量以河蟹最高，平均含量为6.29 μg/㎏，其中以PFOS为主，其平均检出量为2.97 μg/㎏；其次为黄鳝中的PFCs检出率相对较高，为78.95%，其检出量为1.15～3.35 μg/kg。Stahl等[35]对美国城市河流和近岸湖泊鱼类进行抽样检查发现，PFOS在这些鱼类中的出现频率最高，最高检出量为127 μg/kg。对于海产品，Gulkowska等[36]在我国广州和舟山两地采集的所有海产品样品中均检测出PFOS，其中皮皮虾中的含量最高，丽文蛤中的含量最低。韩同竹[37]研究发现，在我国胶州湾地区的水生生物中，PFCs总含量为1.73～23.68 μg/kg，平均含量为7.33 μg/kg，其中PFOS是胶州湾水生生物中最主要的PFCs污染物，含量为0.87～16.15 μg/kg，占PFCs总含量的23.26%～68.39%。Jeong等[38]在韩国市场中的干海鲜、罐装腌制海鲜、食用鱼、紫菜中均检测到不同程度的PFCs污染，各类产品的主要污染物分别为PFOA、全氟三嗪酸、PFOS、PFPeA。

综上所述，水产品中PFCs的污染水平普遍高于植物体，这与水生生物生活环境息息相关。虽然植物污染PFCs的主要原因是农田土壤灌溉用水被PFCs污染，但大量PFCs存在于土壤中，仅有少量被植物通过根茎吸收转运至植物体内，导致植物体中的PFCs含量较低[28]。而水生生物长期生活在污染环境中，其体内不断富集PFCs，使得水产品中PFCs含量普遍高于植物体。如今水产品在日常生活中越来越受欢迎，其质量控制应得到进一步重视，以降低PFCs暴露风险。

1.4 肉类中PFCs污染现状

肉类是人类膳食不可缺少的部分，其PFCs的暴露水平也值得重点关注。白润叶[39]研究发现，19 种PFCs在全国部分主产区鸡肉中均有检出，总检出率为80.5%，平均总含量为0.254 μg/kg，主要污染物为PFPeA、PFOA和PFDA，平均含量分别为0.086 4、0.055 7、0.018 2 μg/kg。王冬根等[40]对江西省畜禽产品中PFOA和PFOS污染情况调查研究发现，鸡肉中未检测出PFOA，而鸡血中存在较高水平的PFOA污染，同时发现畜禽产品肝脏器官的污染程度要高于肌肉。Wang Jieming等[41]也报道了类似的研究结果，其对北京市市场中猪类和鸡类产品的研究表明，猪肝中PFCs总含量最高，而猪肉和鸡肉中PFCs总含量最低。白润叶[39]同时也在羊肉中检出17 种PFCs，总检出率高达97.6%，平均总含量为0.476 μg/kg，是鸡肉中的2 倍。但王戈慧[42]评估新疆地区牛羊肉中PFCs的污染分布特征与摄入风险发现，PFCs在牛羊肉中的检出率为53%，平均总含量为0.043 μg/kg，远低于白润叶所报道的0.476 μg/kg，表明新疆地区肉类食品的PFCs污染程度较轻；此外，在牛羊肝脏中PFCs检出率达到96%，平均总含量为1.994 μg/kg，约为肌肉样本的46 倍。由此可见，PFCs主要在肝脏组织等解毒器官中沉积，而在肌肉组织相对较少，其可能原因是PFCs结构和性质与脂肪酸类似，易与生物体内的FABP等蛋白结合，沉积在肝脏组织等解毒器官中。

1.5 其他食品中PFCs污染现状

除水体、植物、水产品、肉类食品外，乳制品及蛋类产品中PFCs污染水平也有相关研究。余宇成[43]对我国31 个省、直辖市的660 份牛奶样品进行PFCs质量浓度检测，结果发现我国牛奶中PFCs污染较为严重，其主要污染物为PFOA和PFOS，平均质量浓度分别达到93 ng/L和126 ng/L。邢珍妮[44]调查新疆地区奶类、蛋类PFCs污染水平发现，在奶类产品中仅有部分样品检出PFOA和PFOS，平均质量浓度分别为16.2 ng/L和24.5 ng/L，污染程度低于全国水平；在蛋类产品中共检测出11 种PFCs，PFPeA、全氟己酸、PFOA、PFOS、PFNA为主要检出物。这与我国沿海地区鸡蛋中主要PFCs污染物基本相似[45]。

综上所述，在各类食品中均存在PFCs污染，且PFOA和PFOS在食品中检出率较高，是食品中主要的PFCs污染物。但因区域环境差异、城市工业化程度不同、不同生物的富集差异等因素导致各类食品中PFCs的污染水平存在差异。只有从源头上减少全氟材料的应用，全面治理水体环境，严格把控工厂的废弃物排放，才能减轻或杜绝食品中的PFCs污染。

2 L-FABP概述

FABPs是一类分子质量为14～15 kDa的脂肪酸转运蛋白，主要分布于哺乳动物心肌、肝脏、小肠、脑及脂肪等组织细胞中，根据首次被发现的分布位置对其命名，分别为肝型、肠型、心脏型、脂肪型、表皮型、回肠型、脑型和髓鞘型[46-48]。不同类型的FABPs具有组织特异性，有些类型仅存在于单一组织器官中，有些则存在于多种组织器官中。所有FABPs均具有类似的三级结构，包含脂肪酸进入疏水空腔的入口和脂肪酸与L-FABP结合的结合腔，分别为由2 个α-螺旋、1 个β-转角组成的螺旋-转角-螺旋结构域[49-50]和由10 个β-折叠形成的疏水腔。

L-FABP由127 个氨基酸残基组成，分子质量为14.4 kDa，和FABPs一样也是β-桶结构。L-FABP首先发现于肝细胞中，在肝细胞中的含量约占肝细胞总蛋白的2%[51]。Agellon等[52]研究发现L-FABP也在小肠细胞中表达，尤其在十二指肠和空肠中的表达量最高。

3 PFCs与L-FABP的相互作用

PFCs主要通过对水和食物的摄取进入人体，并且在人体肝脏细胞中积累。PFOA和PFOS是食物中主要的PFCs污染物，与脂肪酸具有类似的结构（图1）。体外研究发现，PFOA和PFOS均能与L-FABP结合，干扰脂代谢，并作为过氧化物酶体增殖物作用于过氧化物酶体增殖物激活受体α（peroxisome proliferators-activated receptor α，PPARα），产生毒性效应[53]。

图1 棕榈酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）化学结构[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与L-FABP相互作用的研究

PFCs具有强疏水的全氟碳链尾部和亲水的羧酸或磺酸头部，能够靶向作用于L-FABP。在PFCs与L-FABP的亲和力研究中，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）为荧光探针，通过竞争性荧光替代法用含氟化合物将与L-FABP结合的DAUDA置换，研究配体与L-FABP的结合亲和力，结果显示，10 μmol/L的PFOA可以抑制43%的DAUDA-L-FABP结合，半抑制浓度（half-inhibitory concentration，IC50）大于10 μmol/L；10 μmol/L的PFOS可以抑制69%的DAUDAL-FABP结合，其IC50为4.9 μmol/L。Zhang Lianying等[56]也用竞争性荧光替代法研究配体与L-FABP的结合亲和力，以硝基苯并恶二唑标记的月桂酸为荧光探针，结果表明，PFOA、PFOS的结合常数分别为50.4、18.5 μmol/L，IC50分别为9.0、3.3 μmol/L。Sheng Nan等[6]以8-苯胺-1-萘磺酸为荧光探针，测定得到PFOA、PFOS与L-FABP的结合常数分别为8.03、4.99 μmol/L，IC50分别为2.15、1.34 μmol/L。以上研究结果均已证实PFCs能够与L-FABP结合，且PFOA与L-FABP的结合亲和力小于PFOS。

为进一步了解PFCs与L-FABP的相互作用特征，Zhang Lianying等[56]通过分子对接实验发现，PFCs极性羧基或磺酸基头部能够与L-FABP中122位精氨酸和39位丝氨酸残基形成氢键，疏水的尾部与L-FABP空腔内的非极性氨基酸残基相互作用，这种结合方式与棕榈酸绑定L-FABP的方式极为相似（图2A）。通过比较PFOA、PFOS与L-FABP分子对接的结构发现，PFOA的羧基头部能够与L-FABP中122位精氨酸和39位丝氨酸残基形成2 个氢键（图2B），而PFOS的磺酸基头部能够与L-FABP中122位精氨酸和39、124位丝氨酸残基形成3 个氢键（图2C），产生这种结果的原因可能是PFOS中的磺酸基比PFOA中羧基多了一个可以形成氢键的氧。PFCs与L-FABP结合形成的氢键数量与亲和力呈正相关，这也由此可以说明PFOA与L-FABP结合的亲和力小于PFOS。

图2 L-FABP与棕榈酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）分子对接示意图[[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对脂肪酸调控的影响

L-FABP在肝细胞中是一种高表达的细胞内蛋白，其在细胞内浓度达到0.1～0.4 mmol/L，远大于体外相互作用实验中的L-FABP浓度（0.8 μmol/L）。普通人群肝细胞中PFOA和PFOS的浓度分别约为7.5 nmol/L和9～114 nmol/L[57-58]，而从事与PFCs相关工作人员肝细胞中PFOA和PFOS的浓度分别为0.1～31.7 μmol/L和0.33～54.3 μmol/L[59]。普通人群肝细胞中PFOA和PFOS的含量远小于PFCs与L-FABP的结合浓度，对通过竞争性取代脂肪酸没有影响；但长期暴露在PFCs环境中的人群，其肝细胞中PFOA和PFOS的浓度达到甚至超过PFCs与L-FABP的结合浓度，因此PFCs能够取代部分脂肪酸与L-FABP结合。尤其是少于15 个碳的脂肪酸、胆固醇、胆汁盐与L-FABP的亲和力较弱[60]，PFCs在体内可能取代其并与L-FABP结合参与脂代谢，对生物体健康造成影响。

研究显示，L-FABP可以与PPARα直接相互作用，同时传递配体直接激活受体[61]。PPARα是调节参与脂肪酸氧化和细胞分化的多种基因转录的关键核受体[62]。激活PPARα可以提高一些具有转运或清除功能蛋白的表达量，包括FABPs、膜转运蛋白等，这些蛋白均能清除细胞中的有害物质。内源性长链脂肪酸可以激活PPARα[63]，现有研究表明PFOS和PFOA也可以激活PPARα[53]。因此，PFCs可以取代内源性脂肪酸结合L-FABP，被L-FABP转运到细胞核内激活PPARα，被激活的PPARα又可以结合于包括L-FABP在内的应答元件，激活它们的转录，促使更多的L-FABP表达并结合PFCs，进一步影响脂肪酸与蛋白的结合，最终导致与肥胖、胰岛素耐受性、二型糖尿病和高脂血症相关的脂毒性[64-65]。

随着研究的不断深入，L-FABP与配体的结合位点越来越清晰，这一研究可为今后相关疾病的治疗或预防药物的研制提供作用靶标。PFCs干扰脂肪酸代谢的机制可为今后PFCs对人类肝脏毒性的机理研究提供理论基础。在竞争性荧光替代实验中，可以利用PFCs与L-FABP结合导致荧光强度变化的相关性原理，为L-FABP监测PFCs含量提供参考方法。

4 结 语

PFCs能够干扰脂肪酸及其衍生物与L-FABP的结合，影响L-FABP在细胞中的表达，干扰脂肪酸代谢。大量研究表明PFCs在体内的富集与脂代谢异常相关疾病密切相关。目前关于PFCs的作用靶点，研究仅限于L-FABP，但是生物体的9 种FABP具有基本相同的结构，均为脂肪酸运输蛋白，PFCs不仅仅作用于L-FABP，也会作用于肠型、心脏型、脂肪型、表皮型、回肠型、脑型、髓鞘型FABPs，PFCs的生物毒性可能与各种类型的FABPs均有作用，可见其在生物体内作用靶点众多。研究PFCs与这些靶点的相互作用和亲和力，对研究PFCs的体内分布、生物毒性以及作用机理具有非常重要的意义。

综上所述，虽然食品中PFCs含量相对较低，但是持续摄取被PFCs污染的食品会增加人体患病的可能性，对人体健康造成损害。现西方国家已对其相关问题进行研究并制定了相应的限量标准。而我国目前尚未出台PFCs限量的相关规定。政府部门应制定相应的法律条约来约束和限制其使用；与此同时，企业应加强替代技术产品的研发，减少PFCs的排放。