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...
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1，徐建明2，李若慧1，蒋 丹1，黄迎春1,*（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）摘 要：全氟化合物（perfluorinated compounds，PFCs）是一类含氟的烃类化合物，由于其具有相当稳定的物理化学性质，被广泛应用于食品、医药、农业等行业中；但其可降解性差，对大气、土壤甚至生物体都会造成不可预估的危害。本文总结了PFCs在水体、植物以及水产品、肉和蛋等食品中的污染现状，综述了PFCs与肝型脂肪酸结合蛋白（liver fatty acid binding protein，L-FABP）相互作用干扰脂代谢，进而导致与肥胖、胰岛素耐受性、二型糖尿病和高脂血症相关的脂毒性，探讨PFCs与L-FABP的结合特征以及造成生物累积性和肝脏毒性的可能机制。进一步研究PFCs与体内9 种类型FABPs的结合活性，对了解PFCs的体内分布和生理毒性具有重要意义。关键词：全氟化合物；食品污染；肝型脂肪酸结合蛋白；相互作用全氟化合物（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。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。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。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。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，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，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。首先，对工程项目要进行严格的企业化管理。中标单位派驻的项目经理、施工员、安全员等其相关证件暂时交由业主保管，施工中所有派驻人员要每日到业主处报道，上下班都要签到。同时出台处罚措施，如项目经理无故离场，一次者进行警告，二次者进行罚款，三次者可清除出场。 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，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；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。Zheng Binghui等对长江三角洲区域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。周珍等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。及时进行司法确认，为调解提供法治保障。调解协议效力的司法确认是当前诉调衔接机制中的关键环节，也是“枫桥经验”实践纳入法治轨道的必然要求。全市法院着力规范和细化司法确认程序，采取各种措施引导和保障当事人及时向法院申请对调解协议的司法确认，以增强调解协议的权威性和强制力。司法确认工作既给选择非诉途径化解矛盾的当事人吃了定心丸、为民间调解协议加了安全锁，也为基层矛盾的自我化解构筑了法治保障。 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。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。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。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）。数据核查工作社会关注度极高，稍有不慎就有可能处于舆论的风口浪尖。因此，研究核查处特别注重统一检查标准，坚持做到一把尺子量到底，既不抬高门槛，也不降低要求，确保客观、公正、权威。 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%。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。红粘土作为粘性土中的一种，其粘土矿物是主要成分，它是红粘土物理、力学性质的主要影响因素。通过红粘土剖面特征分析粘土矿物的分布情况，其含量、形态等特征也反映了成土过程。在对8个红粘土剖面矿物特征分析时，发现其演化趋势基本一致，只是发育程度不同，故本文只例举具有代表性的遵义白云岩红粘土剖面粘土矿物特征作分析（表3）。从表中可以看出主要有以下几点特征： 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。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。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。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%。Agellon等研究发现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。http://rtt.5read.com/pdgpath/format?f=7d63ac2b15319daf0368804683c0c6e8/6df1b0d20a8f8c4c9f011a7a1d5315a1.jpg&p=706x256&q=30 图1 棕榈酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）化学结构Fig. 1 Chemical structure of palmitic acid (A), per fl uorooctanoic acid (B),and per fl uorooctane sulfonate (C)
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。http://rtt.5read.com/pdgpath/format?f=7d63ac2b15319daf0368804683c0c6e8/90a36499c465a297770a48b19c876a6e.jpg&p=712x622&q=30 图2 L-FABP与棕榈酸（A）、PFOA（B）、PFOS（C）分子对接示意图[]
Fig. 2 Docked complexes between L-FABP and plamitic acid (A),per fl uorooctanoic acid (B) and per fl uorooctane sulfonic acid (C)
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，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。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，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。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。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，现有研究表明PFOS和PFOA也可以激活PPARα。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。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。本研究结果显示，观察组手术时间、住院时间、并发症发生率均显著低于常规组(P<0.05)，临床疗效优良率显著高于常规组(P<0.05)；术后，观察组VAS评分及ODI指数显著优于常规组(P<0.05)；这表明采用经皮椎间孔镜治疗腰椎间盘突出症临床疗效显著，与任飞龙等研究结果一致。经皮椎间孔镜治疗属于新型的微创治疗手段，可从多角度实施髓核摘除与神经根松解，因内镜直视下操作，可准确分辨髓核组织与神经根及其邻近组织，使得突出髓核组织尽快摘除，并探查椎管内神经根走行情况，在局部麻醉操作下即可完成，损伤更小，对脊柱稳定性无影响，最大化减少周围组织损伤。 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。IRF3710栅源极间电容Ciss的典型值为3 130 pF,漏源极间电容Crss的典型值为72 pF。假定栅极上升时间为250 ns,总驱动电流为173 mA。设计采用IR2130作为三相逆变驱动芯片。该芯片有6路输出,6路驱动信号分高端和低端单独使用可用来控制6个MOSFET管的开通与关断。控制信号兼容逻辑电平,灌电流高达250 mA,拉电流可达500 mA。上、下桥臂死区时间为2.5 μs,可以有效地防止上、下桥臂直通。实测驱动波形如图4所示,可以看到有米勒平台的存在。驱动电压幅值为12 V。 参考文献： GIESY J P, NAILE J E, KHIM J S, et al. Aquatic toxicology of perfluorinated chemicals. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2010, 202(1): 1-52. DOI:10.1007/978-1-4419-1157-5_1. WANG Heye, ZHANG Xiaohan, LIU Yibo, et al. Stabilization of liposomes by perfluorinated compounds. ACS Omega, 2018, 3(11):15353-15360. DOI:10.1021/acsomega.8b02448. JIANG Weiwei, ZHANG Yifeng, YANG Liping, et al. Perfluoroalkyl acids (PFAAs) with isomer analysis in the commercial PFOS and PFOA products in China. Chemosphere, 2015, 127(1): 180-187.DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.01.049. 杨小湜, 王烈, 金一和, 等. 全氟辛烷磺酸对大鼠兴奋性氨基酸影响. 中国公共卫生杂志, 2008, 24(7): 870-871. DOI:1001-0580(2008)07-0870-02. RAINIERI S, CONLLEDO N, LANGERHOLC T, et al. Toxic effects of perfluorinated compounds at human cellular level and on a model vertebrate. Food and Chemical Toxicology, 2017, 104(1): 14-25.DOI:10.1016/j.fct.2017.02.041. SHENG Nan, CUI Ruina, WANG Jinghua, et al. Cytotoxicity of novel fluorinated alternatives to long-chain perfluoroalkyl substances to human liver cell line and their binding capacity to human liver fatty acid binding protein. Archives of Toxicology, 2018, 92(1): 359-369.DOI:10.1007/s00204-017-2055-1. SEACAT A M, THOMFORD P J, HANSEN K J, et al. Sub-chronic dietary toxicity of potassium perfluorooctanesulfonate in rats. Toxicology,2003, 183(3): 117-131. DOI:10.1016/S0300-483X(02)00511-5. PAUL A G, JONES K C, SWEETMAN A J. A fi rst global production,emission, and environmental inventory for perfluorooctane sulfonate. Environmental Science and Technology, 2009, 43(2):386-392. DOI:10.1021/es802216n. CHOI H, BAE I A, CHOI J C, et al. Perfluorinated compounds in food simulants after migration from fl uorocarbon resin-coated frying pans,baking utensils, and non-stick baking papers on the Korean market.Food Additives and Contaminants: Part B Surveillance, 2018, 11(4):264-272. DOI:10.1080/19393210.2018.1499677. ALEXANDER J, AUOUNSSON G A, BENFORD D. Perfluorooctane sulfonate (PFOS), perfluorooctanoic acid (PFOA) and their salts scientific opinion of the panel on contaminants in the food chain.EFSA Journal, 2008, 6(7): 1-131. DOI:10.2903/j.efsa.2008.653. BARCELÓ D, PÉREZ S, LLORCA M, et al. Perfluorinated compounds in food. Polyfluorinated Chemicals and Transformation Products, 2012, 17(1): 127-153. DOI:10.1007/978-3-642-21872-9_7. OLIAEI F, KRIENS D, WEBER R, et al. PFOS and PFC releases and associated pollution from a PFC production plant in Minnesota(USA). Environmental Science And Pollution Research International,2013, 20(4): 1977-1992. DOI:10.1007/s11356-012-1275-4. LESCORD G L, KIDD K A, SILVA A O, et al. Perfluorinated and polyfluorinated compounds in lake food webs from the Canadian High Arctic. Environmental Science and Technology, 2015, 49(5): 2694-2702. DOI:10.1021/es5048649. YAMASHITA N, KANNAN K, TANIYASU S, et al. A global survey of perfluorinated acids in oceans. Marine Pollution Bulletin, 2005,51(8): 658-668. DOI:10.1016/j.marpolbul.2005.04.026. GROFFEN T, WEPENER V, MALHERBE W, et al. Distribution of perfluorinated compounds (PFASs) in the aquatic environment of the industrially polluted Vaal River, South Africa. Science of the Total Environment, 2018, 627(1): 1334-1344. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.02.023. 单德鑫, 刘璐瑶, 樊洪瑞, 等. 辽河流域水体中持久性有机物污染特征分析. 合肥学院学报, 2018, 35(2): 31-37. DOI:2096-2371(2018)02-0031-07. DONG Weihua, LIU Baolin, SONG Yang, et al. Occurrence and partition of perfluorinated compounds (PFCs) in water and sediment from the Songhua River, China. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2018, 74(3): 492-501. DOI:10.1007/s00244-017-0474-x. XIE Shuangwei, WANG Tieyu, LIU Shijie, et al. Industrial source identification and emission estimation of perfluorooctane sulfonate in China. Environment International, 2013, 52(1): 1-8. DOI:10.1016/j.envint.2012.11.004. ZHENG Binghui, LIU Xiaolei, GUO Rui, et al. Distribution characteristics of poly- and perfluoroalkyl substances in the Yangtze River delta. Journal of Environmental Sciences, 2017, 61(1):97-109. DOI:10.1016/j.jes.2017.09.015. SUN Hongwen, LI Fasong, ZHANG Tao, et al. Perfluorinated compounds in surface waters and WWTPs in Shenyang, China: mass flows and source analysis. Water Research, 2011, 45(15): 4483-4490. DOI:10.1016/j.watres.2011.05.036. 张明, 唐访良, 俞雅雲, 等. 钱塘江(杭州段)表层水中全氟化合物的残留水平及分布特征. 环境科学, 2015, 36(12): 4471-4478.DOI:10.13227/j.hjkx.2015.12.019. 周珍, 胡宇宁, 史亚利, 等. 武汉地区水环境中全氟化合物污染水平及其分布特征. 生态毒理学报, 2017, 12(3): 425-433.DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20170115004. 柳思帆. 北京市水源地全氟化合物的暴露特征及风险评价. 西安: 西北大学, 2017: 23-30. 许静, 翦敏林, 蔡印萤, 等. 生产企业及周边环境中全氟化合物的污染特征. 生态毒理学报, 2017, 12(3): 496-505. DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20161215001. 高祥云, 李霁, 王晓南, 等. 基于生长发育毒性终点的国内外部分水体中全氟辛烷磺酸盐生态风险评价. 环境化学, 2018, 37(8):1789-1795. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2017122803. 杨鸿波. 典型全氟化合物在食用油中的污染水平及其环境联合毒性分析. 北京: 北京化工大学, 2017: 18-41. 罗超. 福建省大米中全氟烷基化合物污染水平调查. 厦门: 集美大学, 2014: 31-37. 孙腾飞. 广州、佛山工业区周边土壤及蔬菜中全氟化合物的污染特征. 广州: 暨南大学, 2017: 36-58. HERZKE D, HUBER S, BERVOETS L, et al. Perfluorinated alkylated substances in vegetables collected in four European countries;occurrence and human exposure estimations. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(11): 7930-7939. DOI:10.1007/s11356-013-1777-8. KRIPPNER J, FALK S, BRUNN H, et al. Accumulation potentials of perfluoroalkyl carboxylic acids (PFCAs) and perfluoroalkyl sulfonic acids (PFSAs) in maize (Zea mays). Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2015, 63(14): 3646-3653. DOI:10.1021/acs.jafc.5b00012. STAHL T, HEYN J, THIELE H, et al. Carryover of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) from soil to plants. Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2009, 57(2): 289-298. DOI:10.1007/s00244-008-9272-9. Information and analysis on world fish trade. (2018-12-31). http://www.fao.org/in-action/globefish/fisheryinformation/world-fish-market/en/. SHI Yali, PAN Yuanyuan, YANG Ruiqiang, et al. Occurrence of perfluorinated compounds in fish from Qinghai-Tibetan plateau.Environment International, 2010, 36(1): 46-50. DOI:10.1016/j.envint.2009.09.005. 周殿芳, 甘金华, 吕磊, 等. 全氟烷基化合物在长江流域水产品中的分布研究. 中国渔业质量与标准, 2016, 6(2): 57-65. DOI:CNKI:S UN:YYZL.0.2016-02-013. STAHL L L, SNYDER B D, OLSEN A R, et al. Perfluorinated compounds in fish from U.S. urban rivers and the Great Lakes.Science of the Total Environment, 2014, 499: 185-195. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.07.126. GULKOWSKA A, JIANG Qingting, SO M K, et al. Persistent perfluorinated acids in seafood collected from two cities of China.Environmental Science and Technology, 2006, 40(12): 3736-3741.DOI:10.1021/es060286t. 韩同竹. 胶州湾海水和生物体中全氟化合物的分布特征及来源解析. 青岛: 国家海洋局第一海洋研究所, 2018: 27-35. JEONG Y J, BANG S, KIM J, et al. Comparing levels of perfluorinated compounds in processed marine products. Food and Chemical Toxicology, 2019, 126(1): 199-210. DOI:10.1016/j.fct.2019.01.028. 白润叶. 中国部分主产区鸡肉和羊肉中全氟化合物残留水平调查. 深圳: 深圳大学, 2016: 20-55. 王冬根, 袁丽娟, 张莉, 等. 江西省畜禽产品中全氟辛酸和全氟辛烷磺酸污染情况调查与分析. 食品科学, 2016, 37(4): 216-221.DOI:10.7506/spkx1002-6630-201604039. WANG Jieming, SHI Yali, PAN Yuanyuan. Perfluorooctane sulfonate(PFOS) and other fluorochemicals in viscera and muscle of farmed pigs and chickens in Beijing, China. Chinese Science Bulletin,2010, 55(31): 3550-3555. DOI:10.1007/s11434-010-4098-y. 王戈慧. 新疆地区牛羊肉中PFAAs的污染分布特征与摄入风险评估. 石河子: 石河子大学, 2018: 20-28. 余宇成. 牛奶中全氟烷基类物质的残留分析及污染水平调查.厦门: 集美大学, 2015: 44-63. 邢珍妮. 新疆地区奶类、蛋类中全氟烷基类化合物的污染水平研究. 石河子: 石河子大学, 2017: 23-40. 刘晓湾, 张鸿, 李静, 等. 中国沿海地区鸡蛋中全氟化合物污染水平及分布. 食品科学, 2016, 37(4): 191-196. DOI:10.7506/spkx1002-6630-201604034. STORCH J, CORSICO B. The emerging functions and mechanisms of mammalian fatty acid-binding proteins. Annual Review of Nutrition,2008, 28(1): 73-95. DOI:10.1146/annurev.nutr.27.061406.093710. 田鎏, 张昌军, 刁红录. 脂肪酸结合蛋白研究进展. 生命科学,2017, 29(2): 164-169. DOI:10.13376/j.cbls/2017021. GURUNG S, CHUNG K P S, LEE T K. Emerging role of fatty acid binding proteins in cancer pathogenesis. Histology and histopathology, 2018, 34(1): 18014. DOI:10.14670/HH-18-014. SHARMA A, SHARMA A. Fatty acid induced remodeling within the human liver fatty acid-binding protein. Journal of Biological Chemistry, 2011, 286(36): 31924-31928. DOI:10.1074/jbc.M111.270165. HUANG Han, MCINTOSH A L, MARTIN G G, et al. Structural and functional interaction of fatty acids with human liver fatty acid-binding protein (L-FABP) T94A variant. FEBS Journal, 2014, 281(9): 2266-2283. DOI:10.1111/febs.12780. YAN Jing, GONG Yuewen, SHE Yimin, et al. Molecular mechanism of recombinant liver fatty acid binding protein’s antioxidant activity.Journal of Lipid Research, 2009, 50(12): 2445-2454. DOI:10.1194/jlr.M900177-JLR200. AGELLON L B, TOTH M J, THOMSON A B. Intracellular lipid binding proteins of the small intestine. Molecular and Cellular Biochemistry, 2002, 239(1/2): 79-82. DOI:10.1023/A:1020520521025. SHENG Nan, LI Juan, LIU Hui, et al. Interaction of perfluoroalkyl acids with human liver fatty acid-binding protein. Archives of Toxicology, 2016, 90(1): 217-227. DOI:10.1007/s00204-014-1391-7. VELKOV T, CHUANG S, WIELENS J, et al. The interaction of lipophilic drugs with intestinal fatty acid-binding protein. Journal of Biological Chemistry, 2005, 280(18): 17769-17776. DOI:10.1074/jbc.M410193200. LUEBKER D J, HANSEN K J, BASS N M, et al. Interactions of fl urochemicals with rat liver fatty acid-binding protein. Toxicology,2002, 176(3): 175-185. DOI:10.1016/S0300-483X(02)00081-1. ZHANG Lianying, REN Xiaomin, GUO Lianghong. Structure-based investigation on the interaction of perfluorinated compounds with human liver fatty acid binding protein. Environmental Science and Technology, 2013, 47(19): 11293-11301. DOI:10.1021/es4026722. OLSEN G W, HANSEN K J, STEVENSON L A, et al. Human donor liver and serum concentrations of perfluorooctanesulfonate and other perfluorochemicals. Environmental Science and Technology, 2003,37(5): 888-891. DOI:10.1021/es020955c. MAESTRI L, NEGRI S, FERRARI M, et al. Determination of perfluorooctanoic acid and perfluorooctanesulfonate in human tissues by liquid chromatography/single quadrupole mass spectrometry.Rapid Communications in Mass Spectrometry, 2006, 20(18): 2728-2734. DOI:10.1002/rcm.2661. OLSEN G W, BURRIS J M, BURLEW M M, et al. Epidemiologic assessment of worker serum perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoate (PFOA) concentrations and medical surveillance examinations. Journal of Occupational and Environmental Medicine,2003, 45(3): 260-270. DOI:10.1097/01.jom.0000052958.59271.10. THUMSER E A, WILTON D C. The binding of cholesterol and bile salts to recombinant rat liver fatty acid-binding protein. Biochemical Journal, 1996, 320(3): 729-733. DOI:10.1042/bj3200729. PATIL R, MOHANTY B, LIU B, et al. A ligand-induced structural change in fatty acid-binding protein 1 is associated with potentiation of peroxisome proliferator-activated receptor α agonists. The Journal of Biological Chemistry, 2019, 294(10): 3720-3734. DOI:10.1074/jbc.RA118.006848. YU Xiaohua, ZHENG Xilong, TANG Chaoke. Peroxisome proliferator-activated receptor α in lipid metabolism and atherosclerosis. Advances in Clinical Chemistry, 2015, 71(1): 171-203. DOI:10.1016/bs.acc.2015.06.005. 丁萍萍, 张陆勇. 过氧化物酶体增殖物激活受体α在脂质代谢中的作用研究进展. 临床合理用药杂志, 2019, 12(4): 177-179.DOI:10.15887/j.cnki.13-1389/r.2019.04.103. MANGELSDORF D J, EVANS R M. The RXR heterodimers and orphan receptors. Cell, 1995, 83(6): 841-850. DOI:10.1016/0092-8674(95)90200-7. KARE P K, GARG M. Assessment of urinary liver-type fatty acid binding protein (LFABP) levels in type 2 diabetes mellitus patients with nephropathy. Journal of Clinical & Diagnostic Research, 2019,13(1): 21-24. DOI:10.7860/jcdr/2019/38098.12525.
Current Pollution Situation of Perfluorinated Compounds in Waters and Foodstuffs and Recent Progress in Understanding Their Interactions with Liver Fatty Acid Binding ProteinFANG Guokang1, XU Jianming2, LI Ruohui1, JIANG Dan1, HUANG Yingchun1,*
(1. Beijing Key Laboratory of Biomass Waste Resource Utilization, College of Biochemical Engineering, Beijing Union University,Beijing 100023, China; 2. Jiangsu Key Laboratory for Eco-agricultural Biotechnology around Hongze Lake,Huaiyin Normal University, Huai’an 223300, China)Abstract: Perfluorinated compounds (PFCs), a class of fluorine-containing hydrocarbon compounds, are widely used in food, pharmaceutical and agricultural industries for its relatively stable physicochemical properties. But its poor degradability could bring about unpredictable damages to the atmosphere, soil and even organisms. In this paper, the current pollution situation of PFCs in water, plants, fi shery products, meat and eggs is summarized, and the interaction between PFCs and liver fatty acid binding protein (L-FABP), which interferes wi th lipid metabolism and consequently leads to obesity, insulin resistance, type 2 diabetes and hyperlipidemia is reviewed together with the binding characteristics of PFCs with L-FABP and the possible mechanisms for the bioaccumulation and hepatotoxicity of PFCs. It is of great significance to understand the distribution in vivo and physiological toxicity of PFCs. Thus, the binding of PFCs with nine types of FABPs needs further investigation.Keywords: perfluorinated compounds; food pollution; liver fatty acid binding protein; interaction
收稿日期：2019-03-30基金项目：北京市自然科学基金重点项目（6181001）；江苏省环洪泽湖生态农业生物技术重点实验室开放课题（HZHLAB1705）第一作者简介：方国康（1994—）（ORCID: 0000-0002-5221-5236），男，硕士研究生，研究方向为生物化学与分子生物学。E-mail: fangguokang2017@163.com*通信作者简介：黄迎春（1964—）（ORCID: 0000-0002-0672-6270），女，教授，博士，研究方向为生物化学与分子生物学。E-mail: ldhych@buu.edu.cnDOI:10.7506/spkx1002-6630-20190330-393中图分类号：TS201.6文献标志码：A文章编号：1002-6630（2020）07-0329-07引文格式：方国康, 徐建明, 李若慧, 等. 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. 食品科学, 2020,41(7): 329-335. DOI:10.7506/spkx1002-6630-20190330-393. http://www.spkx.net.cnFANG Guokang, XU Jianming, LI Ruohui, et al. Current pollution situation of perfluorinated compounds in waters and foodstuffs and recent progress in understanding their interactions with liver fatty acid binding protein. Food Science, 2020,41(7): 329-335. (in Chinese with English abstract) DOI:10.7506/spkx1002-6630-20190330-393. http://www.spkx.net.cn排队等着老徐摊煎饼，才知这对母女是从江北赶来的，开车四五十分钟，带着折叠轮椅，就为了圆女儿一个梦：再吃一回老徐煎饼。
页:
[1]