全氟化合物污染現(xiàn)狀及其與肝型脂肪酸結(jié)合蛋白相互作用研究進(jìn)展

方國(guó)康，徐建明，李若慧，蔣 丹，黃迎春,*

（1.北京聯(lián)合大學(xué)生物化學(xué)工程學(xué)院，生物質(zhì)廢棄物資源化利用北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100023；2.淮陰師范學(xué)院 江蘇省環(huán)洪澤湖生態(tài)農(nóng)業(yè)生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 淮安 223300）

全氟化合物（perfluorinated compounds，PFCs）是一類(lèi)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(tuán)，可以形成全氟羧酸、全氟磺酸以及全氟磺酸鹽等幾類(lèi)主要PFCs。由于氟原子比氫原子的體積和電負(fù)性大，使C－F鍵具有強(qiáng)極性，在強(qiáng)紫外線、高溫及其他化學(xué)作用條件下具有較強(qiáng)的穩(wěn)定性，且很難通過(guò)微生物及高等動(dòng)物的代謝作用降解，因此PFCs常出現(xiàn)在尖端技術(shù)和重大工業(yè)項(xiàng)目中，在食品、醫(yī)藥、農(nóng)藥等行業(yè)中也有廣泛應(yīng)用[1-2]。同時(shí)，PFCs也對(duì)環(huán)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(jī)污染物，我國(guó)也在2014年明確提出對(duì)PFOS應(yīng)用的限制。PFCs作為一種人工合成的新型有機(jī)污染物，其危害性已引起世界的廣泛關(guān)注。由于PFCs具有物理、化學(xué)、生物穩(wěn)定性，極易在生物體內(nèi)富集，生物體內(nèi)的PFCs水平已高于部分永久性有機(jī)污染物的數(shù)百至數(shù)千倍[3]。PFCs還具有生殖、誘變、發(fā)育、神經(jīng)、免疫等多種毒性，是一類(lèi)具有全身多臟器毒性的污染物[4-6]。研究表明，長(zhǎng)期暴露在PFCs中的大鼠和非人靈長(zhǎng)類(lèi)動(dòng)物，體質(zhì)量和存活率降低，同時(shí)肝臟質(zhì)量增加，誘導(dǎo)產(chǎn)生肝臟腺瘤和肝腫大[7]。

PFCs在清潔劑產(chǎn)品、紙張涂料和食品包裝材料等方面具有廣泛應(yīng)用[8-9]，因此生活垃圾中含有大量的PFCs。隨著時(shí)間推移，PFCs在環(huán)境中富集，PFCs已在各種生物體內(nèi)被發(fā)現(xiàn)，呈現(xiàn)出分布范圍廣、含量高等特點(diǎn)。近年來(lái)，隨著生活水平的提高，人們對(duì)食品安全愈加重視，食品污染也成為人們關(guān)注的焦點(diǎn)。PFCs進(jìn)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(lèi)似結(jié)構(gòu)，能夠與轉(zhuǎn)運(yùn)脂肪酸的肝型脂肪酸結(jié)合蛋白（liver fatty acid binding protein，L-FABP）相互作用，干擾脂肪酸與L-FABP結(jié)合，影響脂肪酸代謝調(diào)控。因此，本文對(duì)PFCs在食品中的污染現(xiàn)狀及其與L-FABP相互作用對(duì)脂肪酸代謝調(diào)控的干擾進(jìn)行綜述，以期為進(jìn)一步研究PFCs與體內(nèi)9 種類(lèi)型FABPs的結(jié)合活性，及了解PFCs的體內(nèi)分布、生物毒性與作用機(jī)理提供理論參考。

1 PFCs污染現(xiàn)狀

目前，環(huán)境中PFCs污染物主要來(lái)源于各類(lèi)含氟有機(jī)化合物產(chǎn)品，通過(guò)食物鏈的傳遞、運(yùn)輸，在各類(lèi)食品中存在不同水平的污染情況?；谑称贩N類(lèi)的差異，分別從水體、植物、水產(chǎn)品、肉類(lèi)等方面對(duì)PFCs在食品中的污染現(xiàn)狀進(jìn)行論述。

1.1 水體中PFCs污染現(xiàn)狀

水是生命之源，萬(wàn)物都離不開(kāi)水，干凈的水源能夠?yàn)樯锾峁┮粋€(gè)良好的生長(zhǎng)環(huán)境。大量文獻(xiàn)報(bào)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(fā)現(xiàn)，受到3M公司生產(chǎn)含氟化合物的影響，美國(guó)明尼蘇達(dá)州密西西比河流域水體表層水中PFOS質(zhì)量濃度高達(dá)18.2 mg/L。Lescord等[13]對(duì)加拿大努納武特盧瑟特灣附近6 個(gè)北極湖泊進(jìn)行研究，測(cè)得水體中PFOS質(zhì)量濃度為0.02～41.00 ng/L，其中兩個(gè)湖泊水體被當(dāng)?shù)匾粋€(gè)小型機(jī)場(chǎng)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(cè)得日本東京灣水體中PFOA質(zhì)量濃度為1.8～192.0 ng/L，PFOS質(zhì)量濃度為0.34～57.70 ng/L，而二者的質(zhì)量濃度可能與東京的城市化和工業(yè)化進(jìn)程密切相關(guān)。Groffen等[15]對(duì)南非瓦爾河水體中PFCs含量進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)全氟戊酸（perfluoronpentanoic acid，PFPeA）在水體中的質(zhì)量濃度最高，達(dá)到45 ng/L。

中國(guó)河網(wǎng)密布，湖泊、河流和地下水豐富，遍布中國(guó)各區(qū)域。因區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展、自然地理特征等因素的影響，各地水環(huán)境PFCs污染程度存在一定差異。東北地區(qū)遼河流域水環(huán)境中PFCs的質(zhì)量濃度為0.38～127.88 ng/L[16]，而松花江水體中PFCs水平遠(yuǎn)低于遼河流域，其質(zhì)量濃度為0.143～1.410 ng/L[17]；這可能是因?yàn)樗苫ń瓍^(qū)域主要以農(nóng)業(yè)為主，工業(yè)化水平較低，而遼河流域由于上游沈陽(yáng)市工業(yè)和生活污水的排放，導(dǎo)致其污染程度較松花江高[18]。Zheng Binghui等[19]對(duì)長(zhǎng)江三角洲區(qū)域PFCs污染的研究結(jié)果顯示，我國(guó)華東地區(qū)PFCs污染質(zhì)量濃度范圍為31～902 ng/L，太湖、黃浦江、錢(qián)塘江、揚(yáng)子江PFCs污染的平均質(zhì)量濃度分別為189、122、120、191 ng/L，其中太湖和揚(yáng)子江的污染程度高于黃浦江和錢(qián)塘江，這可能是由于太湖和揚(yáng)子江流域工廠較多，涉及含氟行業(yè)的比例較高。在太湖入湖口檢測(cè)到PFCs污染質(zhì)量濃度最高達(dá)到308 ng/L，這與Sun Hongwen等[20]先前報(bào)道的結(jié)果基本一致。錢(qián)塘江的PFCs污染主要因子是PFOA，其質(zhì)量濃度為0.59～538.00 ng/L，污染主要來(lái)自上游蘭江，可能與其上游產(chǎn)業(yè)布局密切相關(guān)[21]。周珍等[22]對(duì)武漢地區(qū)水環(huán)境中的PFCs污染調(diào)查發(fā)現(xiàn)，PFCs的總質(zhì)量濃度為21.0～10 900.0 ng/L，同時(shí)還發(fā)現(xiàn)，水環(huán)境中PFCs污染以短鏈同系物為主，表明我國(guó)已認(rèn)識(shí)到長(zhǎng)鏈PFCs的危害，短鏈替代效應(yīng)已在我國(guó)化工領(lǐng)域出現(xiàn)。柳思帆[23]對(duì)北京市水源地水體PFCs暴露水平進(jìn)行檢測(cè)，發(fā)現(xiàn)密云水庫(kù)和官?gòu)d水庫(kù)水體中PFCs總質(zhì)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(guó)內(nèi)外水體中PFCs的污染水平存在數(shù)十倍甚至數(shù)千倍的巨大差異[12-13]。PFCs檢出水平與距化工企業(yè)的距離極顯著相關(guān)，距離與污染物總質(zhì)量濃度之間呈顯著負(fù)相關(guān)[24]。PFCs污染物的暴露水平主要與地理位置的工業(yè)發(fā)展程度、交通及貿(mào)易狀況相關(guān)，區(qū)域經(jīng)濟(jì)越發(fā)達(dá)，工業(yè)水平越高，其污染越嚴(yán)重[25]。

1.2 植物中PFCs污染現(xiàn)狀

植物污染PFCs的主要原因可能是農(nóng)田土壤灌溉使用被PFCs污染的水源，導(dǎo)致PFCs在土壤中積累污染，植物通過(guò)富集、轉(zhuǎn)運(yùn)作用吸收土壤中PFCs，從而進(jìn)入食物鏈，給人類(lèi)健康帶來(lái)潛在風(fēng)險(xiǎn)。楊鴻波[26]在油菜、大豆、水稻3 種農(nóng)作物的根、莖、葉中均檢測(cè)出PFCs；對(duì)不同產(chǎn)地、不同企業(yè)生產(chǎn)的84 種食用油進(jìn)行PFCs分析，發(fā)現(xiàn)98%的樣品中含有PFCs，其中PFOS檢出率最高，達(dá)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(cè)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(cè)廣州、佛山兩地工業(yè)園區(qū)周邊蔬菜發(fā)現(xiàn)，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(duì)歐洲東、西、南、北四個(gè)區(qū)域蔬菜中的PFCs污染情況進(jìn)行對(duì)比分析，結(jié)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(xiàn)PFOA和PFOS在植物中檢出率較高、檢出含量較高的現(xiàn)象。這可能是因?yàn)镃6～C9的PFCs在環(huán)境中分布廣泛，會(huì)隨著植物的生長(zhǎng)從環(huán)境中遷移到植物中，也會(huì)因食物鏈的傳遞轉(zhuǎn)移到動(dòng)物體內(nèi)；同時(shí)還可能因?yàn)槊總€(gè)污染物的遷移運(yùn)輸能力不同，具有不同的親水親油性，在不同介質(zhì)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(fā)現(xiàn)，PFCs的碳鏈長(zhǎng)度決定其在植物中的傳輸，碳鏈越長(zhǎng)其傳輸?shù)接衩捉斩捄凸麑?shí)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(shí)的規(guī)律。

1.3 水產(chǎn)品中PFCs污染現(xiàn)狀

水產(chǎn)品因其營(yíng)養(yǎng)與保健價(jià)值被人們逐步了解和認(rèn)識(shí)，導(dǎo)致其全球需求量穩(wěn)步上升，2018年水產(chǎn)品全球需求量達(dá)17 800萬(wàn) t，與2017年相比，同比增長(zhǎng)2.1%[32]。水產(chǎn)品消費(fèi)是普通人群PFCs暴露的一個(gè)重要來(lái)源，因此對(duì)于此類(lèi)食品中的PFCs含量需 要重點(diǎn)研究。

Shi Yali等[33]對(duì)我國(guó)青藏高原高山湖泊中魚(yú)類(lèi)的PFCs污染水平進(jìn)行調(diào)查分析發(fā)現(xiàn)，96%的魚(yú)類(lèi)樣品存在PFOS污染。周殿芳等[34]結(jié)合水產(chǎn)動(dòng)物生活習(xí)性和生態(tài)環(huán)境等特點(diǎn)，對(duì)不同水產(chǎn)品中PFCs的檢出比例、種類(lèi)及區(qū)域檢出水平進(jìn)行比較分析，發(fā)現(xiàn)不同水產(chǎn)品PFCs檢出比例存在一定差異，PFCs在各類(lèi)水產(chǎn)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(duì)較高，為78.95%，其檢出量為1.15～3.35 μg/kg。Stahl等[35]對(duì)美國(guó)城市河流和近岸湖泊魚(yú)類(lèi)進(jìn)行抽樣檢查發(fā)現(xiàn)，PFOS在這些魚(yú)類(lèi)中的出現(xiàn)頻率最高，最高檢出量為127 μg/kg。對(duì)于海產(chǎn)品，Gulkowska等[36]在我國(guó)廣州和舟山兩地采集的所有海產(chǎn)品樣品中均檢測(cè)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(fā)現(xiàn)，在我國(guó)膠州灣地區(qū)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(guó)市場(chǎng)中的干海鮮、罐裝腌制海鮮、食用魚(yú)、紫菜中均檢測(cè)到不同程度的PFCs污染，各類(lèi)產(chǎn)品的主要污染物分別為PFOA、全氟三嗪酸、PFOS、PFPeA。

綜上所述，水產(chǎn)品中PFCs的污染水平普遍高于植物體，這與水生生物生活環(huán)境息息相關(guān)。雖然植物污染PFCs的主要原因是農(nóng)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(guò)根莖吸收轉(zhuǎn)運(yùn)至植物體內(nèi)，導(dǎo)致植物體中的PFCs含量較低[28]。而水生生物長(zhǎng)期生活在污染環(huán)境中，其體內(nèi)不斷富集PFCs，使得水產(chǎn)品中PFCs含量普遍高于植物體。如今水產(chǎn)品在日常生活中越來(lái)越受歡迎，其質(zhì)量控制應(yīng)得到進(jìn)一步重視，以降低PFCs暴露風(fēng)險(xiǎn)。

1.4 肉類(lèi)中PFCs污染現(xiàn)狀

肉類(lèi)是人類(lèi)膳食不可缺少的部分，其PFCs的暴露水平也值得重點(diǎn)關(guān)注。白潤(rùn)葉[39]研究發(fā)現(xiàn)，19 種PFCs在全國(guó)部分主產(chǎn)區(qū)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(duì)江西省畜禽產(chǎn)品中PFOA和PFOS污染情況調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)，雞肉中未檢測(cè)出PFOA，而雞血中存在較高水平的PFOA污染，同時(shí)發(fā)現(xiàn)畜禽產(chǎn)品肝臟器官的污染程度要高于肌肉。Wang Jieming等[41]也報(bào)道了類(lèi)似的研究結(jié)果，其對(duì)北京市市場(chǎng)中豬類(lèi)和雞類(lèi)產(chǎn)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(rùn)葉[39]同時(shí)也在羊肉中檢出17 種PFCs，總檢出率高達(dá)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(píng)估新疆地區(qū)牛羊肉中PFCs的污染分布特征與攝入風(fēng)險(xiǎn)發(fā)現(xiàn)，PFCs在牛羊肉中的檢出率為53%，平均總含量為0.043 μg/kg，遠(yuǎn)低于白潤(rùn)葉所報(bào)道的0.476 μg/kg，表明新疆地區(qū)肉類(lèi)食品的PFCs污染程度較輕；此外，在牛羊肝臟中PFCs檢出率達(dá)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(jiàn)，PFCs主要在肝臟組織等解毒器官中沉積，而在肌肉組織相對(duì)較少，其可能原因是PFCs結(jié)構(gòu)和性質(zhì)與脂肪酸類(lèi)似，易與生物體內(nèi)的FABP等蛋白結(jié)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(xiàn)狀

除水體、植物、水產(chǎn)品、肉類(lèi)食品外，乳制品及蛋類(lèi)產(chǎn)品中PFCs污染水平也有相關(guān)研究。余宇成[43]對(duì)我國(guó)31 個(gè)省、直轄市的660 份牛奶樣品進(jìn)行PFCs質(zhì)量濃度檢測(cè)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)我國(guó)牛奶中PFCs污染較為嚴(yán)重，其主要污染物為PFOA和PFOS，平均質(zhì)量濃度分別達(dá)到93 ng/L和126 ng/L。邢珍妮[44]調(diào)查新疆地區(qū)奶類(lèi)、蛋類(lèi)PFCs污染水平發(fā)現(xiàn)，在奶類(lèi)產(chǎn)品中僅有部分樣品檢出PFOA和PFOS，平均質(zhì)量濃度分別為16.2 ng/L和24.5 ng/L，污染程度低于全國(guó)水平；在蛋類(lèi)產(chǎn)品中共檢測(cè)出11 種PFCs，PFPeA、全氟己酸、PFOA、PFOS、PFNA為主要檢出物。這與我國(guó)沿海地區(qū)雞蛋中主要PFCs污染物基本相似[45]。

綜上所述，在各類(lèi)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(qū)域環(huán)境差異、城市工業(yè)化程度不同、不同生物的富集差異等因素導(dǎo)致各類(lèi)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(yīng)用，全面治理水體環(huán)境，嚴(yán)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(lèi)分子質(zhì)量為14～15 kDa的脂肪酸轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，主要分布于哺乳動(dòng)物心肌、肝臟、小腸、腦及脂肪等組織細(xì)胞中，根據(jù)首次被發(fā)現(xiàn)的分布位置對(duì)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(lèi)型的FABPs具有組織特異性，有些類(lèi)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(lèi)似的三級(jí)結(jié)構(gòu)，包含脂肪酸進(jìn)入疏水空腔的入口和脂肪酸與L-FABP結(jié)合的結(jié)合腔，分別為由2 個(gè)α-螺旋、1 個(gè)β-轉(zhuǎn)角組成的螺旋-轉(zhuǎn)角-螺旋結(jié)構(gòu)域[49-50]和由10 個(gè)β-折疊形成的疏水腔。

L-FABP由127 個(gè)氨基酸殘基組成，分子質(zhì)量為14.4 kDa，和FABPs一樣也是β-桶結(jié)構(gòu)。L-FABP首先發(fā)現(xiàn)于肝細(xì)胞中，在肝細(xì)胞中的含量約占肝細(xì)胞總蛋白的2%[51]。Agellon等[52]研究發(fā)現(xiàn)L-FABP也在小腸細(xì)胞中表達(dá)，尤其在十二指腸和空腸中的表達(dá)量最高。

3 PFCs與L-FABP的相互作用

PFCs主要通過(guò)對(duì)水和食物的攝取進(jìn)入人體，并且在人體肝臟細(xì)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(lèi)似的結(jié)構(gòu)（圖1）。體外研究發(fā)現(xiàn)，PFOA和PFOS均能與L-FABP結(jié)合，干擾脂代謝，并作為過(guò)氧化物酶體增殖物作用于過(guò)氧化物酶體增殖物激活受體α（peroxisome proliferators-activated receptor α，PPARα），產(chǎn)生毒性效應(yīng)[53]。

圖1 棕櫚酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）化學(xué)結(jié)構(gòu)[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(qiáng)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(guò)競(jìng)爭(zhēng)性熒光替代法用含氟化合物將與L-FABP結(jié)合的DAUDA置換，研究配體與L-FABP的結(jié)合親和力，結(jié)果顯示，10 μmol/L的PFOA可以抑制43%的DAUDA-L-FABP結(jié)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(jié)合，其IC50為4.9 μmol/L。Zhang Lianying等[56]也用競(jìng)爭(zhēng)性熒光替代法研究配體與L-FABP的結(jié)合親和力，以硝基苯并惡二唑標(biāo)記的月桂酸為熒光探針，結(jié)果表明，PFOA、PFOS的結(jié)合常數(shù)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(cè)定得到PFOA、PFOS與L-FABP的結(jié)合常數(shù)分別為8.03、4.99 μmol/L，IC50分別為2.15、1.34 μmol/L。以上研究結(jié)果均已證實(shí)PFCs能夠與L-FABP結(jié)合，且PFOA與L-FABP的結(jié)合親和力小于PFOS。

為進(jìn)一步了解PFCs與L-FABP的相互作用特征，Zhang Lianying等[56]通過(guò)分子對(duì)接實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，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(nèi)的非極性氨基酸殘基相互作用，這種結(jié)合方式與棕櫚酸綁定L-FABP的方式極為相似（圖2A）。通過(guò)比較PFOA、PFOS與L-FABP分子對(duì)接的結(jié)構(gòu)發(fā)現(xiàn)，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(gè)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(gè)氫鍵（圖2C），產(chǎn)生這種結(jié)果的原因可能是PFOS中的磺酸基比PFOA中羧基多了一個(gè)可以形成氫鍵的氧。PFCs與L-FABP結(jié)合形成的氫鍵數(shù)量與親和力呈正相關(guān)，這也由此可以說(shuō)明PFOA與L-FABP結(jié)合的親和力小于PFOS。

圖2 L-FABP與棕櫚酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）分子對(duì)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(duì)脂肪酸調(diào)控的影響

L-FABP在肝細(xì)胞中是一種高表達(dá)的細(xì)胞內(nèi)蛋白，其在細(xì)胞內(nèi)濃度達(dá)到0.1～0.4 mmol/L，遠(yuǎn)大于體外相互作用實(shí)驗(yàn)中的L-FABP濃度（0.8 μmol/L）。普通人群肝細(xì)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(guān)工作人員肝細(xì)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(xì)胞中PFOA和PFOS的含量遠(yuǎn)小于PFCs與L-FABP的結(jié)合濃度，對(duì)通過(guò)競(jìng)爭(zhēng)性取代脂肪酸沒(méi)有影響；但長(zhǎng)期暴露在PFCs環(huán)境中的人群，其肝細(xì)胞中PFOA和PFOS的濃度達(dá)到甚至超過(guò)PFCs與L-FABP的結(jié)合濃度，因此PFCs能夠取代部分脂肪酸與L-FABP結(jié)合。尤其是少于15 個(gè)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(nèi)可能取代其并與L-FABP結(jié)合參與脂代謝，對(duì)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(shí)傳遞配體直接激活受體[61]。PPARα是調(diào)節(jié)參與脂肪酸氧化和細(xì)胞分化的多種基因轉(zhuǎn)錄的關(guān)鍵核受體[62]。激活PPARα可以提高一些具有轉(zhuǎn)運(yùn)或清除功能蛋白的表達(dá)量，包括FABPs、膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白等，這些蛋白均能清除細(xì)胞中的有害物質(zhì)。內(nèi)源性長(zhǎng)鏈脂肪酸可以激活PPARα[63]，現(xiàn)有研究表明PFOS和PFOA也可以激活PPARα[53]。因此，PFCs可以取代內(nèi)源性脂肪酸結(jié)合L-FABP，被L-FABP轉(zhuǎn)運(yùn)到細(xì)胞核內(nèi)激活PPARα，被激活的PPARα又可以結(jié)合于包括L-FABP在內(nèi)的應(yīng)答元件，激活它們的轉(zhuǎn)錄，促使更多的L-FABP表達(dá)并結(jié)合PFCs，進(jìn)一步影響脂肪酸與蛋白的結(jié)合，最終導(dǎo)致與肥胖、胰島素耐受性、二型糖尿病和高脂血癥相關(guān)的脂毒性[64-65]。

隨著研究的不斷深入，L-FABP與配體的結(jié)合位點(diǎn)越來(lái)越清晰，這一研究可為今后相關(guān)疾病的治療或預(yù)防藥物的研制提供作用靶標(biāo)。PFCs干擾脂肪酸代謝的機(jī)制可為今后PFCs對(duì)人類(lèi)肝臟毒性的機(jī)理研究提供理論基礎(chǔ)。在競(jìng)爭(zhēng)性熒光替代實(shí)驗(yàn)中，可以利用PFCs與L-FABP結(jié)合導(dǎo)致熒光強(qiáng)度變化的相關(guān)性原理，為L(zhǎng)-FABP監(jiān)測(cè)PFCs含量提供參考方法。

4 結(jié) 語(yǔ)

PFCs能夠干擾脂肪酸及其衍生物與L-FABP的結(jié)合，影響L-FABP在細(xì)胞中的表達(dá)，干擾脂肪酸代謝。大量研究表明PFCs在體內(nèi)的富集與脂代謝異常相關(guān)疾病密切相關(guān)。目前關(guān)于PFCs的作用靶點(diǎn)，研究?jī)H限于L-FABP，但是生物體的9 種FABP具有基本相同的結(jié)構(gòu)，均為脂肪酸運(yùn)輸?shù)鞍祝琍FCs不僅僅作用于L-FABP，也會(huì)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(lèi)型的FABPs均有作用，可見(jiàn)其在生物體內(nèi)作用靶點(diǎn)眾多。研究PFCs與這些靶點(diǎn)的相互作用和親和力，對(duì)研究PFCs的體內(nèi)分布、生物毒性以及作用機(jī)理具有非常重要的意義。

綜上所述，雖然食品中PFCs含量相對(duì)較低，但是持續(xù)攝取被PFCs污染的食品會(huì)增加人體患病的可能性，對(duì)人體健康造成損害。現(xiàn)西方國(guó)家已對(duì)其相關(guān)問(wèn)題進(jìn)行研究并制定了相應(yīng)的限量標(biāo)準(zhǔn)。而我國(guó)目前尚未出臺(tái)PFCs限量的相關(guān)規(guī)定。政府部門(mén)應(yīng)制定相應(yīng)的法律條約來(lái)約束和限制其使用；與此同時(shí)，企業(yè)應(yīng)加強(qiáng)替代技術(shù)產(chǎn)品的研發(fā)，減少PFCs的排放。