食品污染物3-氯-1，2-丙二醇毒理作用的研究進展

白 順，孫建霞，鄒飛雁，孫叢龍，白衛(wèi)濱

(1.暨南大學發(fā)育與再生生物學系，廣東廣州510632;2.廣東工業(yè)大學輕工化工學院，廣東廣州510006;3.暨南大學藥學院藥理教研室，廣東廣州510632;4.暨南大學食品科學與工程系，廣東廣州510632)

食品生產(chǎn)、加工及儲存過程中當氯離子與脂類經(jīng)過一系列條件反應后會產(chǎn)生氯丙醇［1］，氯丙醇有多種同系物，其中3－氯－1，2－丙二醇(3－MCPD)因其染量和毒性較大，常作為氯丙醇研究的代表［2］。食品中的3－MCPD最初是在酸水解植物蛋白加工醬油等加工過程中發(fā)現(xiàn)，隨后相繼在方便面、面包、餅干、烤奶酪等熱加工的谷類食品中發(fā)現(xiàn)［3］。研究發(fā)現(xiàn)吸煙也能產(chǎn)生含量可觀的3－MCPD［4］。除此之外，精制油的過程中可產(chǎn)生大量的3－MCPD脂，3－MCPD脂會在體內通過代謝途徑產(chǎn)生3－MCPD［5］。世界各地近年來逐漸開始重點關注氯丙醇。2001年聯(lián)合國糧食及農(nóng)業(yè)組織/世界衛(wèi)生組織聯(lián)合食品添加劑專家委員會(JECFA)對3－MCPD進行安全評估，確定其暫定每日膳食耐受量(PMTDI)為2μg/kg，并于2006年再次評估這種污染物［6］。食品法典委員會(CAC)自2000年起討論氯丙醇，并于2008年設定含有酸水解植物蛋白的液態(tài)調味品(不包括天然發(fā)酵醬油)中3－MCPD的限量為 0.4mg/kg［7］。與此同時，歐洲委員會的成員國在不斷收集不同食物氯丙醇含量數(shù)據(jù)，并估計從食物中攝取氯丙醇的情況［8］。我國也于2010年食品安全國家標準(征求意見稿)中說明，通過食品污染物監(jiān)測網(wǎng)、國家總膳食研究及相關研究，確定3－MCPD主要來源，結合食品中3－MCPD污染的現(xiàn)狀和居民膳食3－MCPD暴露評估結果，提出僅限添加酸水解植物蛋白的液體調味品中3－MCPD的限量標準為0.4mg/kg［9］。3－MCPD已被證明具有致突變性、致癌性和生殖遺傳毒性等，靶器官主要為腎臟和雄性生殖系統(tǒng)。本文介紹了其毒性的研究進展。

1 3－MCPD體內代謝動力學研究

Jones等［10］通過對雄性 Wistar大鼠進行相關實驗來研究3－MCPD動力學。雄性Wistar大鼠經(jīng)腹腔注射含14C標記的3－MCPD(100mg/kg·d)后，大約30%的3－MCPD會以CO2形式呼出，23%氧化生成β－氯代乳酸，8.5%在給藥24h后以原形排除體外。此外研究發(fā)現(xiàn)，3－MCPD廣泛分布在體液中，并可通過血腦屏障和血睪屏障［11］。3－MCPD在體內主要有兩種代謝途徑:一種能夠與谷胱甘肽結合后可解除毒性，其后形成草酸鹽［12］。有足夠證據(jù)顯示該代謝途徑可能會進行微生物酶反應形成縮水甘油［13］，而縮水甘油在體外和體內的測試均顯示有基因毒性;另一種基于體外的一些實驗結果表明，3－MCPD在哺乳動物體內可代謝為β－氯代乳酸，β－氯代乳酸能夠抑制生殖系統(tǒng)正常代謝，隨后β－氯代乳酸會進一步分解成CO2和草酸鹽［10］。一般通過檢測尿道排出的代謝物 β－氯代乳酸來檢測體內的 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實驗過程中發(fā)現(xiàn)，腎臟最容易受到3－MCPD毒性的影響，是3－MCPD的靶器官。給予SD大鼠及Wistar小鼠腹腔注射濃度為100mg/kg·d的3－MCPD一段時間后，觀察到SD雄鼠出現(xiàn)急性腎小球腎炎，Wsitar雄鼠出現(xiàn)嚴重的糖尿和蛋白尿［10，15］。小鼠灌胃攝入濃度為 30mg/kg·d的3－MCPD 4周或大鼠口服濃度為9mg/kg·d的3－MCPD 13周后，腎臟的重量顯著增加［16］。雄性和雌性小鼠分別灌胃給予37、30mg/kg·d的3－MCPD 13周后，腎臟的重量增加且雄性小鼠的生精上皮明顯呈惡化狀態(tài)［17］。最近的一項研究結果表明，喂食溶解在玉米油中3－MCPD，所有實驗組均有一定劑量依賴的正常色素貧血，1～5周后高劑量下會導致一半的雌性大鼠死于腎衰竭［14］。雄性和雌性小鼠無明顯副作用劑量(NOAEL)分別為 18 和 15mg/kg·d［17］。

3－MCPD的腎臟毒理機制是由于3－MCPD代謝β－氯代乳酸的過程中抑制了糖酵解的代謝過程［18］。糖酵解產(chǎn)能的過程受到破壞可導致腎毒性作用。此外，腎臟中3－MCPD代謝草酸鹽的增加也可以導致其毒性損傷作用［19］。還有研究中表明，給予大鼠劑量為30mg/kg·d的3－MCPD 40d后，發(fā)現(xiàn)尿中半乳糖基甘油的含量是3－MCPD影響機體的一個早期生物標記物。由此猜測3－MCPD使腎和附睪中β－半乳糖(一種溶酶體酶)失衡，導致半乳糖基甘油水解為半乳糖和甘油［20］。

靈長類急性毒性實驗結果顯示3－MCPD對骨髓有毒性作用［21］。6只雄性恒河猴口服給予劑量為30mg/kg·d的3－MCPD，其中三只在1～5周均表現(xiàn)出腦出血、抑郁、體弱的臨床癥狀，通過血液學深入研究表明其體內出現(xiàn)貧血、白細胞減少以及嚴重的血小板減少現(xiàn)象，呈現(xiàn)典型的骨髓損傷現(xiàn)象。實驗過程中，有2只猴子死于骨髓病，證明3－MCPD對靈長類動物骨髓的毒性作用明顯。但目前3－MCPD在靈長類毒理作用的機制還沒有進一步的深入研究，對腎的影響還未見相關報道。

2.2 致癌性

體外研究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食物的實驗確定3－MCPD具有致癌性。然而，只有3次實驗的設計是完全按照OECD致癌性實驗451指導的［26］。因此，對于口服3－MCPD致癌性的劑量還值得進一步研究確定。

Sunahara 等［24］研究了雄性和雌性 Fischer F344大鼠給予含3－MCPD的飲用水2年(20，100和500ppm)后發(fā)現(xiàn)，當雄性劑量在 1.1、5.2、28.3mg/kg·d或雌性劑量在35.3mg/kg·d時，3－MCPD有致癌性，而且所有實驗組腎小管畸形率均高于對照組，高劑量組(100、500ppm)有明顯的腎毒性。此外，3－MCPD實驗組可增加腎臟和睪丸間質細胞腫瘤發(fā)生幾率，具有劑量依賴性，但由于引起腎小管畸形的劑量比它低，所以可以算是二次作用的結果。同時，3－MCPD的刺激可引起雄性乳腺癌和包皮腺腫瘤升高，這可能是由于大量間質瘤細胞激素刺激作用的結果。

Cho等［23］對SD大鼠兩年的致癌性研究發(fā)現(xiàn)，當雄鼠或雌鼠喂食3－MCPD 劑量為2.0、8.27、29.5mg/kg·d和2.7、10.3、37mg/kg·d時，雖然所有劑量刺激的雄性睪丸輸精管以及動脈外膜等都沒有腫瘤的發(fā)生，但腎小管腫瘤的發(fā)生率呈明顯上升趨勢。雄性所有實驗組的腎小管致癌性和雌性400ppm組腎小管瘤都有統(tǒng)計學意義。當劑量達到400ppm時，SD大鼠間質細胞腫瘤顯著增加，而乳腺癌卻沒有明顯變化，提示了前人研究的Fischer344大鼠乳腺癌發(fā)生可能是一個特殊的現(xiàn)象。對兩個不同品系的大鼠實驗結果總結得出腎小管畸形和慢性腎病發(fā)生率上升會伴隨腎小管瘤的產(chǎn)生，即3－MCPD刺激的腎瘤是由于腎小管畸形和慢性病造成的。

然而，最新對B6C3F1小鼠2年致癌性研究與上述結果卻剛好相反［25］。通過飲水給予3－MCPD劑量為30、100、300ppm時沒有產(chǎn)生任何腫瘤，也沒有結果顯示3－MCPD對腎或其他生殖器官造成損傷。以上這些結果可能是3－MCPD種屬差異毒性造成的，對于3－MCPD致癌性的研究還需要更多機制方面的研究。

2.3 遺傳毒性

3－MCPD在外源性代謝活性系統(tǒng)存在或不存在時，細菌基因突變測試結果均顯示為陽性［27］。哺乳動物細胞體外遺傳毒性實驗，包括小鼠淋巴瘤細胞Tk基因處的突變測試、V79細胞hprt基因處突變和姐妹染色單體互換測試等，均呈現(xiàn)基因毒性結果［28－30］。雖然，體外細胞毒性實驗表明 3－MCPD 具有遺傳毒性，但是在所有體內3－MCPD基因毒性實驗結果，包括果蠅突變/重組實驗、大鼠程序外DNA合成、小鼠骨髓微核測試、大鼠體內腎臟和睪丸組織細胞彗星實驗等，都是陰性結果［31－35］。

早期研究發(fā)現(xiàn)細菌能誘導3－MCPD脫氯代謝為一個已知的鼠傷寒菌突變劑縮水甘油［31］，因此在細胞的遺傳毒性測試結果為陽性。而在哺乳動物中3－MCPD代謝為縮水甘油的含量很少，所以在體內就沒有基因毒性。由此說明3－MCPD遺傳毒性的結果在細菌和哺乳動物中是有兩種不同的作用機制。

2.4 生殖毒性

多年以前，3－MCPD被認為作為一個潛在的男性避孕藥，因為它能迅速可逆的與成熟精子作用，抑制精子活性。后來在動物實驗中發(fā)現(xiàn)靈長類有副作用現(xiàn)象［36］，此種避孕藥的研究就此終止。一些生殖毒性實驗表明3－MCPD對雄性生殖系統(tǒng)有毒性作用［37－40］。給予大鼠濃度為 1mg/kg·d 的 3－MCPD時，大鼠的精子運動能力顯著降低，雄性生殖能力受損。當劑量大于10～20mg/kg·d時，大鼠精子形態(tài)改變，附睪受損。受3－MCPD刺激的其他哺乳動物(包括倉鼠、豚鼠、狗、羊、恒河猴)也能降低生育力，但刺激劑量稍高于大鼠。雖然具體的分子機制尚未得知，但通過一些研究發(fā)現(xiàn)精子活力降低或許是由于3－MCPD代謝物抑制了精子糖酵解中酶類活性［37］。3－MCPD 實驗組 H+－ATP 酶表達量降低，隨后附睪尾pH改變，抑制精子形成及精子活性［38］。

李寧等［39］進行3－MCPD對大鼠的生殖毒性作用研究時發(fā)現(xiàn)，當劑量達到8、16mg/kg·d時，精子存活率和睪丸LDH－X顯著降低，睪丸和附睪出現(xiàn)病理改變，提示3－MCPD可能通過影響酶的活性干擾睪丸能量代謝和分裂過程而導致生殖毒性。Barocelli等［14］研究表明雄性大鼠在高劑量3－MCPD刺激下存在睪丸毒性，并有顯著細胞凋亡現(xiàn)象。中劑量有一定的睪丸損傷，凋亡因子Caspase 3活性上升，但一些跟氧化壓力相關的標志物含量沒有變化(硫代巴比妥酸還原值TBARS和碳基化合物)。

Ramy等［40］對交配11.5d后的孕鼠給予劑量為5，10或25mg/kg·d的3－MCPD 1周后，發(fā)現(xiàn)中高劑量組孕鼠的體重明顯降低，組織學觀察發(fā)現(xiàn)胚胎組織中含有3－MCPD以及其代謝產(chǎn)物β－氯代乳酸，但孕鼠的睪酮分泌量以及睪丸關鍵基因表達都沒有明顯改變，說明3－MCPD對睪丸器官形成沒有影響。

綜合以上生殖毒性結果，研究睪丸內相關細胞凋亡是闡明其生殖毒性的重點研究方向，揭示生殖細胞的凋亡通路和機制是未來重點研究內容。

2.5 免疫毒性

對3－MCPD及其代謝物的免疫毒性研究中發(fā)現(xiàn)其能抑制脾細胞和巨噬細胞的功能［41－44］。雌性小鼠喂食含 0、25、50、100mg/kg·d 3－MCPD 14d，觀察得到3－MCPD對小鼠的免疫系統(tǒng)中的臟器沒有相關病理學的改變，但在高劑量組小鼠脾臟重量顯著下降，脾細胞和胸腺細胞數(shù)量所占的比例明顯下降，抗體合成量也顯著降低。自然殺傷(NK)細胞活性在50和100mg/kg·d組下降明顯［41］?；旌狭馨图毎磻脱舆t性超敏反應沒有明顯的變化。但CD4+CD8+細胞明顯減少，腹腔巨噬細胞活力明顯不如對照組［42］。Byun 等［43］發(fā)現(xiàn) 3－MCPD 濃度在 2～8mmol/L時，刀豆蛋白A(ConA)、抗CD3+和脂多糖(LPS)刺激的淋巴細胞活性下降，而LPS更可在3－MCPD濃度為0.2～2mmol/L時促使淋巴細胞增殖能力降低。與ConA共培養(yǎng)的脾細胞在3－MCPD刺激劑量為1、2或4mmol/L以上時，脾細胞內干擾素(IFN－γ)、白介素IL10以及白介素IL4水平明顯降低。當3－MCPD劑量在0.5mmol/L時，可以抑制腫瘤壞死因子TNF－α的激活。3－MCPD代謝產(chǎn)物 β－氯代乳酸濃度在200～800μmol/L之間時，ConA、抗 CD3+和 LPS 刺激的脾細胞與對照組相比活性均呈下降趨勢。與ConA共培養(yǎng)的脾細胞，當β－氯代乳酸刺激濃度大于100μmmol/L時，IFN－g、IL－2和 IL－4 表達均下調［44］。

2.6 神經(jīng)毒性

研究表明3－MCPD對神經(jīng)元細胞有毒性作用，90mg/kg·d劑量能導致小鼠四肢麻木。攝入3－MCPD可大范圍分布在身體內，穿過血腦屏障［11］。但Kim等［45］對10只SD雄、雌鼠分別口服11周濃度為0、10、20 或30mg/kg·d的3－MCPD 研究中，觀察到高劑量刺激的雄鼠體重顯著降低，而所有實驗組大鼠活動能力、著陸能力、前足握力都沒有顯著的影響。結果表明3－MCPD在該劑量下沒有表現(xiàn)出神經(jīng)毒性。隨后，Kim 等［46］又研究了 3－MCPD(10和30mg/kg·d)喂食13周對SD大鼠神經(jīng)系統(tǒng)中一氧化氮合酶的影響。實驗結果顯示在大鼠前囪后1.0mm處，實驗組皮質和紋狀體的神經(jīng)元一氧化氮合酶(nNOS)表達量顯著下調，而在前2.3mm處，nNOS與對照組相比沒有顯著差異。實驗組新皮質和紋狀體的誘導性一氧化氮合酶(iNOS)在前囪前2.3、0.4和后1.1mm處表達均降低。這些數(shù)據(jù)表明3－MCPD代償性調節(jié)新皮質和紋狀體處的nNOS和iNOS表達。當一氧化氮(NO)合成通路中的關鍵酶失調時會導致NO神經(jīng)傳遞過程受損，這是大腦機能障礙的起因，可引起神經(jīng)毒性。

Skamarauskas等［47］對 3－MCPD 的神經(jīng)毒性機制進行相關研究發(fā)現(xiàn)，3－MCPD不會通過影響大腦內能量的合成表現(xiàn)出神經(jīng)毒性，可能是通過選擇性的破壞體內氧化還原反應平衡引起的毒性作用。

3 3－MCPD基準劑量

長期暴露的劑量一般是以無明顯毒害作用水平(NOAEL)為基礎的?；鶞蕜┝?BMD)最初由Crump于1982年提出，用于評價關鍵性的致毒臨界點。Hwang等研究用 BMD替代 NOAEL來改進當前3－MCPD的危險評估。通過美國環(huán)保局USEPA的BMD軟件綜合分析3－MCPD刺激大鼠腎小管增生確定3－MCPD 10%的 BMD10和最低基準劑量(BMDL10)分別為 0.94、0.68mg/kg·d，其 BMDL 的值比NOAEL要稍高一些，但沒有最低可見有害作用水平(LOAEL)高。這些值對確定3－MCPD每天最大忍受劑量(TDI)能夠起到關鍵性的決定。此次研究證明BMD在食品污染物危險評估的含量測定中是非常有用的一個指標［48］。

Barocelli等研究發(fā)現(xiàn)雄性3－MCPD對腎和睪丸結構基本損傷劑量(BMD10)分別為5.6、8.4mg/kg·d，BMDL10為 2.5、6.0mg/kg·d，雌性 BMD10和 BMDL10致死量為 7.4、2.3mg/kg·d［14］。Cho 等［23］在兩年的 3－MCPD毒性研究結果分析中運用了BMD。通過軟件估算得出雄鼠受3－MCPD刺激2年的腎小管增生BMDL10為 0.87mg/kg·d，雌性為 19.47mg/kg·d?；谶@些結果作者認為，人類3－MCPD最大忍受劑量(TDI)可參照雄性大鼠BMDL10的值即0.87mg/kg·d。Rietjens等［49］認為 BMD 是3－MCPD 引起大鼠腎小管增生最敏感的值。通過其他研究學者的實驗結果總結得出BMDL10值在所有大鼠模型組中均值為0.72mg/kg·d?；贐MDL10并考慮到種間的差別，推斷人類的TDI為7μg/kg·d。

一直以來，國際食品科學委員會(SCF)［31］和食品添加劑委員會(JECFA)［6］都是通過LOAEL值推導出TDI，但在2009年歐洲食品安全局(EFSA)卻發(fā)布使用基準劑量(BMD)用于毒物的危險評估［50］，具體的說明如下:在一些研究中，需要有與對照組相比最低可見有害作用水平(LOAEL)的作用。在無顯著有害作用水平(NOAEL)上，一般要把LOAEL去除一個額外的不確定因素。然而，在BMD劑量上，最低基準劑量BMDL是建立在基準反應(BMR)的數(shù)據(jù)上確定的，并不需要其他額外的不確定因素。

4 展望

目前為止，關于3－MCPD毒理作用的研究盡管取得了一定的研究成果，但這些結果仍不能滿足3－MCPD毒理評價需要。今后關于3－MCPD毒性的研究在以下幾個方面需進行深入的研究:3－MCPD毒理學標準的構建及確認;3－MCPD毒性作用的分子機制;人體3－MCPD暴露數(shù)據(jù)及最低安全劑量;3－MCPD毒性發(fā)生后的解毒措施及機制。相信隨著實驗方法的改進和研究的深入，3－MCPD毒理機制的研究將會取得進一步的突破，為人類預防和解除3－MCPD毒性提供一定的基礎數(shù)據(jù)和理論依據(jù)。

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