全氟烷酸类化合物的毒理学研究

全氟烷酸类化合物的毒理学研究

全氟烷酸类化合物是一类新型的持久性有机污染物，已被广泛应用于工业生产以及生活用品中，在全球各地的环境介质和人群中均检测到了该化合物的存在，该类化合物的环境健康效应已经引起了广泛的关注。本文对该化合物的特征、来源、毒代动力学特征、毒性效应以及相关的机制进行了总结，以进一步了解该化合物毒理学方面的研究进展。

标签： 全氟烷酸；毒代动力学；毒性效应

全氟烷酸类化合物（perfluoroalkyl acids，PFAAs）是一类具有高能C-F共价键的新型持久性有机污染物（POPs）（图1），包括全氟辛酸（perfluorooctanoic acid，PFOA，C8）、全氟辛烷磺酸（perfluorooctane sulfate，PFOS，C8）、全氟十烷酸（perfluorodecanoic acid，PFDA，C10）和全氟十二烷酸（perfluorododecanonic acid，PFDoA，C12）等不同长度碳链的化合物[1]。其中含有羧酸基团的化合物又被称为全氟羧酸（perfluorocarboxylic acid，PFCAs），分子式为CF3（CF2）nCOOH。PFAAs被广泛应用于工业生产中，如纺织品、包装材料、不粘锅、泡沫灭火剂、化妆品和杀虫剂等。该类化合物具有耐高温、耐酸、耐碱、弱的分子间相互作用等特性，在环境中不会被水解、光解和生物降解，因此能持久存在于环境中[2]。该类化合物对生态环境安全和人类健康所造成的巨大威胁引起了人们的广泛关注，已经成为全球生态毒理学家研究的一个热点。

1 PFAAs的来源

PFAAs在1947年被生产，目前美国和比利时是PFAAs的最大生产国，其次是意大利和日本。PFAAs通过电化学氟化、氟聚物碘氧化、氟聚物石蜡氧化、氟聚物碘羧化四种途径生产，其中电化学氟化过程的生产量约占总量的80%～90% （Armitage et al.，2006）。

1999年估计全球全氟辛铵（APFO）的年产量大约260吨。在2000年，PFAAs生产工厂排放了大约20吨的全氟辛酸盐（PFO），其中5%排入大气中，95%排入水中；通过氟聚过程生产的PFAAs约为230～375吨，其中85%是APFO（Wang et al.，2005）。来自氟聚过程中的排放量约占总排放量的60%，其中23%进入空气中，65%排入水中，12%排入土壤中[3]。从1951～2003年，全球由氟聚过程所排放的PFAAs在2400～5400吨左右，氟聚物工厂是PFAAs的最大排放源。

PFAAs可以用作泡沫灭火剂的材料，来自于泡沫灭火剂排放的PFAAs约在50～100吨左右。PFAAs的另一来源是消费和工业产品，如纺织品、皮革、纸张和润滑剂等，从1960～2000年，全球来自于PFAAs产品的排放量在40～200吨左右，这些产品常常是人类直接的暴露源。总之，全球PFAAs的排放主要来自于氟聚物的生产过程，然后通过大气、洋流和生产生活用品扩散到全球各地。大气、土壤、水、淤泥、水生动物、陆生生物和普通人群中均检测到了该类化合物，而且检测的水平也呈增加的趋势，其中PFOA和PFOS在各种介质中的含量最高。鉴于PFAAs对环境和人类健康的潜在影响，全球主要的氟聚化合物生产商3M公司已经宣布在2002年停止生产PFOS，全球主要PFAAs生产商也将在2015年停止生产和应用PFOA在相关产品中[4]。

2 PFAAs在体内的分布与排泄

目前对PFAAs毒代动力学研究大多集中在PFOA和PFOS。PFOA和PFOS通过肠肝循环被吸收，主要通过尿液和粪便被排泄，在体内很难被代谢和生物转化。PFOS和PFOA对β-脂蛋白、白蛋白和肝脂肪酸结合蛋白具有较高的亲和力。PFAAs进入体内后，主要分布在肝脏、肾脏和血液，肝脏中的浓度最高，可以达到血液中的几倍。恒河猴中PFOS稳定态的分布体积是200mL/kg，这提示PFOS主要分布在细胞外液中[5]。在人婴儿的脐带血中也检测到了PFAAs，这表明PFAAs可以通过胎盘[3，6]。一般来说，PFAAs在体内

的半衰期随碳链长度的增加而增长，如全氟丁磺酸（PFBS）和全氟丁羧酸（PFBA）的半衰期较PFOS和PFOA的短，PFDoA在野生动物体内较PFOA有更强的蓄积能力[7]。对7碳～10碳的PFAAs的研究显示，这些PFAAs在雄性大鼠体内清除率的强弱为C7>C8>C9≥C10，在雌性大鼠中的清除强弱为C7≥C8>C9>C10[8]。PFAAs药代动力学特征呈现明显的种属差异，例如，PFOS在大鼠的半衰期是100d，在人中的半衰期是5.4年，相似的特征也在PFOA中出现[9]；而且PFOA药代动力学特征还呈现明显的性别差异，在成年雌性大鼠中PFOA的半数清除率为2～4h，在成年雄性大鼠中的半数清除率为4～6d [10]。在雄性狗中PFOA的半衰期为20～30d，在雌性狗中为3～5周 [11]。性别差异可能与体内性激素的水平有关，睾酮可以减缓PFOA在雌性和雄性大鼠中的排泄，雌二醇可以加快PFOA在雄性大鼠中的排出。此外，肾脏中的有机阴离子转运载体在排除PFAAs中也起了重要作用，而该离子载体的表达呈现性别差异，因此PFAAs清除的性别差异与该离子有关[12]。

3 PFAAs的毒性效应

已有研究表明该类化合物可以对水生生物和哺乳动物产生广泛的毒性效应，主要包括肝脏毒性、免疫毒性、生殖和发育毒性以及神经毒性，甚至有可能诱发肝、睾丸、胰脏和乳腺癌[13]。

3.1 肝脏毒性

肝脏是PFAAs作用的主要靶器官之一，PFAAs对动物具有明显的肝脏毒性，已经有大量报道表明PFAAs可以引起肝脏肿大、坏死、甚至肿瘤[7]。PFOA能诱导过氧化物酶体乙酰CoA氧化酶（脂肪酸氧化的限速酶）活性升高，引起脂肪酸氧化作用增强，从而产生大量的过氧化氢，导致脂质过氧化、引起生物膜以及DNA的损伤。重复剂量的PFOS可以

导致啮齿动物和非人灵长类动物体重降低，肝脏肿大，胆固醇水平降低 [14-15]。长链的PFDoA在慢性暴露大鼠110d后，大鼠肝脏出现脂肪样变性，肝细胞肿大，肝脏脂肪的合成、吸收与氧化出现紊乱，与脂质代谢相关的一些基因在mRNA和蛋白水平上均出现了变化，这提示了PFAAs的肝脏毒性与脂质代谢的紊乱有关[16-17]。一个2年的研究显示：食物中20ppm的PFOS剂量可以引发大鼠的肝肿瘤[18]。PFOA已经被表明可以引起雄性大鼠的肝肿瘤、睾丸肿瘤和胰腺肿瘤的发生 [19-20]，但是并没有研究显示PFAAs可以导致基因发生突变[15]。PFAAs的肝毒性与过氧化物增殖激活受体（PPAR）的激活有关，一些短期实验显示PFOA和PFOS可以诱导过氧化物酶体增殖[21]。PFAAs诱导PPAR激活的一个关键亚型是PPAR-α。检测PFAAs转录活性的实验显示，PFOA（包括直链和支链）和PFOS可以激活小鼠、大鼠和人的PPARα和PPARγ，但是对PPARγ的激活作用相对较弱，这表明PFOA和PFOS主要通过激活PPARα来发挥作用的。但与天然脂肪酸相比，PFOA和PFOS是较弱的PPARα配体。物种间比较发现PFOS和PFOA对人的PPARα的激活作用最强，对大鼠的PPARα的激活作用最弱[22]。在转染了荧光素酶报告系统的COS-1细胞中，PFOS可以激活小鼠和人的PPARα，PFOS的半数最大激活浓度是13～15?M[23]；PFOA也可以激活PPARα，对小鼠PPARα的最大激活浓度是10?M，对人PPARα的最大激活浓度是20?M[24]。体外研究显示，PFOA，PFOS和全氟辛烷磺酰胺（PFOSA）可以干扰脂肪酸和其它内源性配体同大鼠肝脏脂肪酸结合蛋白（L-FABP）的结合[25]。因此，除了激活PPARα外，PFAAs同内源性L-FABP的结合可能是诱导过氧化物酶体增殖的一个机制。3.2 免疫毒性

Yang等[26-27]的研究表明，雄性C57Bl/6小鼠被PFOA连续处理7～10d后，小鼠胸腺和脾脏出现明显萎缩，胸腺和脾脏的绝对重量和相对重量被显著减少，胸腺细胞和脾细胞数分别减少90%和50%，血清中IgG和IgM水平降低，T细胞和B细胞免疫功能也被影响。在胸腺细胞中未成熟的CD4+和CD8+细胞减少最为显著。小鼠停止PFOA 染毒后，胸腺和脾脏质量分别在10d和5d恢复到正常。毒理基因组学的研究证实PFOA抑制

炎性反应，体外实验也显示PFOA抑制脾细胞的增殖活性[26]。PPARα基因敲除的小鼠暴露PFOA后并不会导致胸腺和脾脏的萎缩，说明PFOA可能通过PPARα信号介导其免疫毒性[27]。另一些研究显示PFAAs免疫毒性与细胞因子有关，PFOA和PFOS的暴露可以改变与肿瘤坏死因子、白细胞介素和核因子κB的信号相关的通路。100μg/mL的PFOA和PFOS联合处理可刺激人血中白细胞介素6的合成，相同浓度的PFOS可抑制肿瘤坏死因子α的合成[28]。当PFOS浓度低于100ng/mL时，PFOS对细胞因子释放的影响并不依赖于PPARα，对PFOA来说，当浓度高于100ng/mL时，其对细胞因子的影响程度与PPARα有关[29]。另一研究显示PFOS可以抑制细胞免疫，因而PFOS具有抑制肿瘤细胞以及病原微生物的能力。流行病学调查显示，5岁小孩血清中疫苗抗体浓度与血清PFAAs的水平呈强烈的负相关[30]。产前暴露PFOS和PFOA与婴儿脐带血IgE的水平有明显的相关性[31]。PFNA连续暴露小鼠2周，脾脏淋巴细胞产生的白细胞介素4和γ干扰素被抑制，血清中可的松和促肾上腺皮质激素的水平被增加，但PFNA并不影响刀豆蛋白A诱导的T淋巴细胞转化率[32]。

3.3 神经毒性

脑是甲状腺激素作用的主要靶器官之一，尤其是在脑的发育阶段。胚胎期是脑发育的关键阶段，在这一阶段，胎儿中枢神经系统的发育依赖于甲状腺激素的调节。已有研究显示PFAAs的神经毒性与干扰甲状腺素的合成有关。Cassone 等[33]研究了全氟己烷磺酸（PFHxS）和全氟己酸（PFHxA）的暴露对鸡胚神经细胞中甲状腺激素反应基因表达的影响，PFHxS促进大脑皮质中2型脱碘酶、神经颗粒素和八聚体基序结合因子1 mRNA水平的增加，同时鸡胚血浆中甲状腺激素的水平被抑制，但这一效应并没有在PFHxA中观察到。PFOS瞬时增加大鼠血清游离甲状腺激素的水平，但抑制促甲状腺激素的分泌，血清中总甲状腺素的水平在PFOS处理后24h降低了45%[34]。流行病学研究显示血清PFNA水平在20至30岁的男性中与血清游离甲状腺素的水平呈现明显的正相关[35]。另一些研

究显示大脑的胆碱酯酶系统也参与了PFAAs的神经毒性效应。Johansson等[36]报道了10日龄小鼠以21?mol/kg的单剂量暴露PFOA或PFOS，2个月后的行为学观察显示PFOA和PFOS造成成年小鼠出现活动过度，对新环境的适应能力缺乏或被弱化，进一步研究显示这与PFOA或PFOS干扰了神经系统中的乙酰胆碱系统有关。但相同剂量的PFDA对小鼠的神经行为却没有显著的影响。体外实验也证实PFAAs对神经元的分化和发育具有明显的毒性，而且也影响神经细胞中胆碱酯酶的功能[37]。在随后的研究中，Johansson的研究小组确认了PFOA和PFOS显著增加大脑皮质中突触素和tau蛋白的水平，PFOA也增加海马中tau蛋白的水平[36]。由于这两个蛋白是大脑发育的关键蛋白，因此这提示PFOA和PFOS所导致的动物行为异常可能与这两个蛋白有关。

3.4 生殖和发育毒性

怀孕期暴露PFOS，大鼠后代呈现剂量依赖性的毒性效应。母体高剂量的PFOS（10mg/kg）暴露导致子代在出生后30～60min内出现虚弱、活动能力差和垂死的现象，这些子代鼠在出生后不久即死去；在5mg/kg的PFOS组中也出现了子代垂死的症状，但存活了8～12h[38]。流行病学的调查显示，在含有高浓度PFOA的工人中，其血清雌二醇的水平也很高，这提示PFOA可能干扰人性激素的合成[39]。动物实验表明PFOA和PFOS暴露黑头呆鱼后血清雌二醇水平显著升高；芳香化酶活性降低，血清中睾酮浓度显著减少[40]；PFOA暴露稀有鮈鲫导致其肝脏卵黄蛋白酶原显著升高，并在雄鱼出现雌雄同体现象[41]。以1mg/（kg·d）和10mg/（kg·d）剂量的PFOS经过腹腔注射成年雌性大鼠连续14d，可以导致大鼠发情周期的紊乱和内分泌状态的改变[42]；但相同剂量的PFOS经口灌注雌性大鼠28d，并不影响大鼠的发情周期[43]，这说明PFAAs对雌性动物的生殖毒性还有待深入研究。在一个两年的PFOA（300 ppm）慢性毒性实验中，PFOA导致睾丸间质细胞瘤的发生，进一步研究发现该肿瘤的出现与大鼠血清雌二醇水平的升高有关[44]。在14d PFOA暴露的实验中，大鼠血清和睾丸间液中睾酮水平减少、血清雌二醇水平增加

和睾丸损伤被观察到。睾丸已经被表明是PFDA作用的一个靶器官，PFDA处理大鼠8d后睾丸功能出现退性行变化，到16d时睾丸细胞出现坏死；PFDA处理大鼠7d后导致减少的血清睾酮和双氢睾酮水平，其半数有效剂量为30mg/kg；而且这个PFDA处理并不影响血清睾酮的清除率和LH的水平，这一结果暗示PFDA可能通过直接作用于睾丸干扰睾酮的合成[45]。除了在整体水平上影响类固醇激素水平外，PFDA也可以抑制hCG刺激的原代大鼠睾丸间质细胞和小鼠睾丸间质肿瘤细胞（MA-10）类固醇激素的分泌，在这两类细胞中的半数有效剂量均为3×10-6M，进一步的研究发现PFDA通过减少外周型苯二氮卓受体（PBR）的mRNA和蛋白水平来抑制类固醇的合成[46]。对长链PFDoA的研究表明，不论亚急性暴露（14d）还是慢性暴露（110d），PFDoA干扰大鼠睾丸的结构，特别是导致睾丸细胞线粒体分解，抑制睾酮的合成，而且扰乱睾丸类固醇激素合成相关基因的表达；分子水平的研究揭示睾丸间质细胞中的类固醇急速合成蛋白可能是PFDoA毒性的靶蛋白[47-48]。这些研究表明PFAAs可以影响动物的生长和发育、干扰类固醇激素的合成、影响动物的生殖功能，具有潜在的生殖内分泌干扰作用。由于PFAAs类似于短链脂肪酸，其结构不同于含苯环的雌激素，因此不大可能作为雌激素的类似物来发挥作用，目前仍然不清楚其生殖和发育毒性在基因水平和蛋白水平上的分子机制。4 研究展望

目前关于PFAAs的毒性的研究大多是围绕PFOA和PFOS来开展的，尽管该类化合物具有相似的结构，但它们的物理化学特征并不完全一致，因此这可能导致不同碳链长度的PFAAs有不同的毒理学特征。PFAAs在体内的清除率随碳链长度的增加而减弱，因此碳链越长的PFAAs在体内的负荷越大，对机体所产生的毒性反应可能也越强。而且体内和体外实验也证实不同的PFAAs可能通过不同的机制来介导其毒性效应。因此有必要对不同链长的PFAAs进行比较毒理学研究，以为该类化合物的毒作用模式和风险评估提供依据。

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