合成酚類化合物的脂代謝干擾效應與致肥胖作用

劉惠楠, 孫振東, 劉 倩, 周群芳,*, 江桂斌,

(1. 中國科學院生態環境研究中心,環境化學與生態毒理學國家重點實驗室, 北京 100085;2. 中國科學院大學資源與環境學院, 北京 100049; 3. 國科大杭州高等研究院環境學院, 浙江 杭州 310024)

人體肥胖問題日益凸顯,由此給社會公共衛生造成了沉重的負擔。根據世界衛生組織統計,1975年以來世界肥胖人數增長近3倍,2016年有39%的成年人被診斷為超重,其中肥胖人數占比13%[1]。肥胖作為糖尿病、心血管疾病、癌癥等疾病的關鍵風險因素,嚴重危害人類健康[2]。肥胖是一種多因素疾病,除了遺傳因素外,高熱量飲食攝入、久坐不動等生活方式被認為是造成肥胖的主要原因[3]。然而,越來越多的研究表明,一些環境內分泌干擾物(endocrine disrupting chemicals, EDCs)暴露也可以刺激脂肪細胞分化,引起脂肪組織累積,從而造成機體肥胖[2,4]。2006年,Grun和Blumberg將這類EDCs命名為“致肥胖物質(obesogen)”[5]。這類化合物大多具有親脂性,可在脂肪組織中沉積[6],能夠增加脂肪細胞的數量和/或大小,干擾脂肪組織代謝,改變食欲、飽腹感和食物偏好等,從而導致肥胖[7]。

目前已經發現的環境致肥胖物質有50多種,包括有機錫、鄰苯二甲酸酯、雙酚A(bisphenol A, BPA)及其類似物、全氟化合物等[8],這些化學品應用廣泛,可存在于食品加工、食品包裝、化妝品和個人護理產品、家具、電子產品、消毒劑、洗滌劑、殺蟲劑/除草劑、塑料制品等一系列生產過程與相關產品中[8]。其中,人工合成的一些帶有苯酚結構的化合物,如BPA、烷基酚等合成酚類化合物(synthetic phenolic compounds, SPCs),經鑒定具有內分泌干擾活性,可以影響脂代謝,是環境致肥胖物質[9]。這類化合物具有類似的化學結構,在脂代謝干擾活性上可能會具有一定的相似性。因此系統梳理這類化合物的脂代謝干擾效應與致肥胖作用,有助于理解外源化合物調控脂代謝影響機體健康的機制。本文圍繞包括BPA、烷基酚、酚類抗氧化劑等SPCs,在脂代謝研究模型介紹的基礎上,系統綜述了它們的環境暴露水平、脂代謝干擾效應與毒理學作用機制。

1 脂代謝干擾效應研究模型

目前評價環境污染物的脂代謝干擾效應,主要采用體外分子互作研究模型、細胞成脂分化模型與動物脂代謝實驗模型。

1.1 體外分子互作研究模型

內分泌核受體如過氧化物酶體增殖物激活受體(PPARα、PPARγ)、維甲酸X受體(RXR)、雌激素受體(ER)、雄激素受體(AR)、甲狀腺激素受體(TR)、糖皮質激素受體(GR)等作為轉錄因子可以直接調節脂肪細胞分化、代謝等生理過程。例如,研究證明PPARγ受體激活會引起前體脂肪細胞成脂分化從而導致肥胖;RXR激活可以促進脂肪分化和前脂肪細胞增殖[8]。一些具有內分泌干擾效應的化學物質往往可以通過調控這些關鍵內分泌核受體,從而表現出致肥胖效應,因此研究化合物與關鍵核受體的互作,探討其對受體的結合、激活或拮抗效應,可以預測化合物的脂代謝干擾效應。

目前常用的研究化合物與核受體生物分子結合的研究方法包括分子對接分析、熒光偏振競爭結合實驗等。分子對接通過計算模擬配體分子和受體大分子的相互作用,預測其親和力和結合位點。熒光偏振競爭結合實驗可以測定化合物與受體的結合力。熒光素酶報告基因實驗常被用來研究化合物對受體大分子的結合轉錄激活效應,通過在表達該核受體的細胞模型中穩轉/瞬轉含有受體響應元件與熒光素酶報告基因的質粒,再利用熒光素酶檢測系統,測定化合物對受體的激活或拮抗效應。利用分子互作研究模型,可以實現化合物對核受體作用的高通量篩選,從而初步預測環境致肥胖物質的脂代謝干擾潛力與分子作用靶點。

1.2 細胞成脂分化模型

離體細胞實驗基于不同類型細胞構建離體分化實驗模型,檢測化合物對細胞中脂肪生成或代謝的影響。目前常用于脂代謝干擾效應的細胞模型比較多,其中小鼠3T3-L1細胞源自17～19天的小鼠胚胎,作為一種前體脂肪細胞,在化合物脂代謝研究中應用最為廣泛[8]。其分化模型是采用包含胰島素、地塞米松與3-異丁基-1-甲基黃嘌呤的誘導劑混合物進行誘導處理,細胞經過7～10天分化形成成熟的脂肪細胞[10,11]。此外,前體脂肪細胞模型還有3T3-F442A、NIH3T3-L1、小鼠骨髓來源基質前脂肪細胞系OP9、新生小鼠皮膚來源的WAT前脂肪細胞ST-13和永生化棕色前脂肪細胞UCP-1細胞系[12]。OP9細胞本身缺乏巨噬細胞集落刺激因子,在含有油酸與胰島素的培養基中暴露72 h后,細胞內能夠形成大量甘油三酯(TG)脂滴,且對PPARγ和RXR活性配體敏感,可用于快速評價化學物質對脂肪生成的影響[13,14]。考慮到使用鼠源模型開展的研究可能會因物種差異而難以用于人體健康效應評估,一些研究者也考慮采用人源前體脂肪細胞進行實驗,如原代人前脂肪細胞、具有高脂肪分化能力的源于脂肪組織基質血管部分的Simpson-Golabi-Behmel綜合征前脂肪細胞(SGBS)、來自吸脂手術后的原代皮下人類前脂肪細胞PCS-210-010和人脂肪肉瘤細胞系SW872等[12]。

近年來,源自脂肪組織的間充質干細胞(mesenchymal stem cells, MSCs),又名脂肪衍生干細胞(adipose-derived stem cells, ASCs)已被用作動物和人類前脂肪細胞模型的替代品。ASCs具有多能性,可以分化為脂肪細胞、肌細胞、骨細胞和軟骨細胞。該模型的優點是可以評估化合物對脂肪細胞定向分化的影響及內在分子機制。該類型細胞模型主要有小鼠胚胎成纖維細胞C3H10T1/2、人脂肪干細胞hASCs以及鼠/人源的原代間充質干細胞[12]。由于體外單一類型細胞培養沒有辦法模擬人體內真實的環境,細胞間互作過程往往會被忽略。為了更好地模擬體內脂肪組織的微環境,以及致肥胖物質對不同器官影響的生理學過程,一些科學家還開發了3D細胞培養模型[15],但這種實驗存在成本高、實驗操作復雜等問題。

離體細胞實驗操作簡單,經濟有效,能夠實現致肥胖物質的高通量篩選。然而,這類實驗方法也存在一些缺陷,如不能完全模擬活體的系統生理學過程,無法探討性別差異等因子的影響等[10]。

1.3 動物脂代謝實驗模型

活體動物實驗可以提供污染物致肥胖效應的更為系統可靠的毒理學數據,從而客觀評估機體內分泌系統受到干擾、產生炎癥、導致肥胖發生發展的全過程。嚙齒動物小鼠是最常用的研究肥胖的動物模型,飼養方便、繁殖周期短,且其生物學和解剖學與人類具有一定相似性,研究結果對于人體健康效應評估具有重要參考意義。通過小鼠模型,可研究污染物對小鼠體重、血脂、脂肪組織累積、非酒精性脂肪肝(nonalcohol fatty liver disease, NAFLD)形成、代謝組等影響。研究常結合不同飲食條件,如高脂或高膽固醇(T-CHO)等,探討致肥胖物質對實驗動物脂代謝的影響,也可構建一些轉基因肥胖小鼠模型如瘦素基因敲除小鼠(ob/ob小鼠)、瘦素受體基因敲除小鼠(db/db小鼠)等開展脂代謝研究。在脂代謝研究中,其他常見實驗動物模型還包括大鼠、斑馬魚和非洲爪蟾等[10]。

雖然活體動物研究可以獲得關于污染物脂代謝影響的重要毒理數據,但仍需要注意一些問題。例如,由于存在物種差異,基于動物實驗獲得的結果,如劑量反應、暴露窗口、慢性毒性影響等,不能完全推及人類。

2 雙酚類化合物的脂代謝研究

BPA被廣泛用于制造聚碳酸酯塑料和環氧樹脂,作為抗氧化劑存在于各種塑料制品、飲料罐、食品包裝材料等產品中,并經內層包裝材料釋放,污染由此保存的食品與飲料[16]。BPA可通過食物和飲用水,經消化道攝入機體,也可通過呼吸、垂直傳播等途徑暴露。根據2005年的一項研究顯示,美國95%普通人群尿液樣本中檢出BPA[17]。2006年研究報道人體血清和母乳中BPA的暴露水平為0.3～5 ng/mL,約為1～20 nmol/L[18]。此外,人們在胎盤、臍帶血、新生兒血液中也發現了BPA的存在[19]?？紤]到BPA具有類雌激素效應,可對人體健康產生有害影響,目前許多BPA替代品已被開發并應用到工業生產中。常見的BPA替代品包括雙酚B(BPB)、雙酚F (BPF)、雙酚S (BPS)、雙酚E(BPE)、雙酚AF(BPAF)等[20]。由于化學結構相似性,這些替代品同樣可能具有潛在的毒性風險,表現出與BPA類似的毒性效應,如發育毒性、代謝干擾效應、免疫毒性等[20,21]。研究顯示,BPA及其替代品可誘導細胞凋亡,且部分替代品的毒性效應大于BPA[22]。

2.1 脂肪生成和代謝

脂肪生成是多能干細胞或前體脂肪細胞定向分化形成成熟脂肪細胞的過程。致肥胖物質可以通過增加脂肪細胞的數量和大小來增加脂肪組織的累積,影響機體脂代謝。大量離體細胞實驗表明BPA具有促成脂效應。低劑量BPA可促進3T3-L1前體脂肪細胞分化,誘導脂質積累,上調脂肪細胞分化標志物(Pparγ、C/ebpα和Fabp4)[23,24]。在原代大鼠脂肪細胞中也發現BPA的促脂質累積作用[25]。0.01～1 μmol/L BPA暴露誘導ASCs定向分化形成脂肪細胞,胞內TG含量增加,脂質生成相關基因(Pparγ、C/ebpα和Lpl)表達升高[26,27]。然而,10 μmol/L BPA可引起大鼠ASCs中DNA損傷、細胞凋亡、脂肪細胞分化降低,表現出細胞毒性效應[26]。關于BPA的促成脂效應也有不同的研究發現。例如,2018年De Filippis等[28]發現環境相關濃度BPA暴露主要引起胰島素抵抗,減少蛋白激酶B(AKT)磷酸化,增加促炎水平,但對多種體外細胞系的脂肪生成并沒有影響。此外,BPA的主要代謝物BPA葡萄糖醛酸(BPA-G)通常被認為沒有生物活性,但10 μmol/L BPA-G可顯著增加3T3-L1和人原代脂肪細胞的脂質積累,誘導脂肪形成分子標志物的表達[29]。BPA-G沒有雌激素活性,但雌激素受體抑制劑氟維司群(ICI)可抑制BPA-G誘導的脂肪水平升高[29]。

離體實驗證明,BPA類似物(BPB、BPE、BPF、BPS)也具有促成脂效應,是潛在的環境致肥胖物質[23,24,30,31]。研究顯示,在3T3-L1成脂分化實驗中,BPS與BPA在相同暴露濃度下,前者誘導的成脂分化基因(Pparγ、C/ebpα、Perilipin)表達水平更高,因此表現出更強的促成脂分化能力[23,24]。BPS誘導hASC以及來自女性供體的人原代皮下前體脂肪細胞分化,促進脂質積累和成脂分化分子標志物(PPARγ、C/EBPα、LPL、FABP4)轉錄表達的增加[30],并且這種作用可能是通過直接激活核受體PPARγ介導的[32]。0.1 nmol/L低劑量BPAF顯著增加了脂肪生成,而10 nmol/L BPAF則顯著降低了脂肪生成[33]。四甲基雙酚F(TMBPF)表現出抗脂肪形成的作用,0.01～0.1 μmol/L TMBPF暴露顯著減少了30%～40%的脂質產生[33]。關于BPF,一些研究表明這種化合物低濃度暴露可以促進3T3-L1和hASCs細胞成脂分化[31];然而Drobna等[24]研究發現,BPF暴露可降低脂肪分化晚期基因的表達,可能表現為脂質減少效應。還有研究顯示,BPF暴露對3T3-L1脂肪細胞大小沒有影響,但會降低瘦素、脂聯素等脂肪因子的表達,干擾胰島素信號通路[34]。化合物混合暴露在一定情況下可以更為客觀反映真實環境暴露情況,有助于評價不同致肥胖物質之間的相互作用及由此導致的脂代謝干擾作用。例如研究BPA及其替代物對hASCs的混合暴露發現,細胞成脂分化過程與脂質含量同樣呈現出暴露劑量依賴性促進與增加,且雌激素受體抑制劑可以顯著抑制該效應,提示雌激素受體介導的信號通路參與了化合物促成脂效應[35]。

上述化合物的離體研究發現同樣也有活體實驗證據支持。例如,20～500 μg/L BPA暴露可引起成年雄性斑馬魚食欲亢進和肥胖,其中大麻素受體1型(CB1)激活發揮了重要作用[36]。圍產期接觸BPS(100 ng/(g(bw)·d))可干擾雄性小鼠后代脂肪和葡萄糖代謝,顯著增加仔鼠體重、肝臟和附睪白色脂肪組織重量、血清丙氨酸氨基轉移酶(ALT)活性、肝臟TG和總膽固醇(TC)含量[37],并且BPS可以引起小鼠多代肥胖效應[38]。基于動物實驗可以很好地探討化合物致肥胖效應的性別差異。研究顯示,妊娠期BPA、BPS暴露會增強女性而非男性前脂肪細胞的分化能力,說明這些化合物的致肥胖效應具有性別差異性[39]。

除了毒理學實驗外,流行病學資料也顯示BPA暴露與肥胖風險有關。一項基于1 093名參與者的前瞻性隊列研究發現,血清BPA水平與TC、低密度脂蛋白(LDL-C)、非高密度脂蛋白水平呈正相關[40]。BPA每增加1 ng/mL,肥胖風險就會增加11%(比值比(OR): 1.11; 95%置信區間(95% CI): 1.10～1.13)[41]。這些研究表明BPA暴露與人群肥胖發生風險呈正相關。

2.2 肝組織脂代謝

肝臟參與維持機體能量代謝,也是激素合成和外源化合物代謝的重要場所。機體脂代謝紊亂,可以造成NAFLD的形成與進展。一些EDCs一方面可在肝臟中富集代謝,另一方面也可能會對肝細胞的脂代謝產生干擾,從而引起肝臟脂肪變性與肝損傷。研究顯示,低濃度BPA暴露會改變肝臟中的脂代謝,影響脂質相關轉錄因子表達、炎癥和線粒體功能障礙,并促進肝臟中脂質積累[42,43]。BPA對肝臟脂質的影響可能與Kupffer細胞向促炎M1表型極化有關[44]。研究還發現,BPA暴露可以增加HUH-7細胞內活性氧(ROS)水平,并通過上調游離脂肪酸攝取轉運蛋白CD36來促進脂肪酸攝取[45]。此外,在高脂肪/高膽固醇/高膽汁酸飲食(HFCCD)條件下,BPA (50 mg/kg)暴露8周的C57BL/6小鼠出現脂肪性肝炎樣表型,表現為肝纖維化指標α-平滑肌肌動蛋白(α-SMA,)、凋亡指標剪切型半胱天冬酶3(cleaved caspase 3)、氧化應激指標8-羥基脫氧鳥苷(8-OHdG)升高[45]。BPA長期暴露(0.5 μg/(kg·d), 10個月)能夠顯著促進雄性小鼠肝臟TG和TC積累,這與參與脂代謝的基因甲基化改變有關[46]。不同劑量(50 μg/L、5 000 μg/L)的BPA暴露4周后可以干擾雞的脂代謝并引起肝臟炎癥與鐵死亡,具體表現為BPA顯著增加TG、TC和LDL-C的含量,降低高密度脂蛋白膽固醇(HDL-C)水平,改變參與脂肪酸β-氧化(Ampkα、Cpt-1和Pparα)、合成(Acc、Fas、Scd-1和Srebp-1)和吸收(Lpl和Cd36)的基因水平[47]。BPA暴露還可以改變炎性因子表達,引起小鼠肝臟中白細胞介素-1β(IL-1β)、白細胞介素-18(IL-18)、腫瘤壞死因子-α(TNF-α)水平明顯升高,鐵含量提高,脂質過氧化相關基因(Lpcat3、Acsl4和Alox15)表達增加,抗氧化系統相關基因(Gpx4、Slc7a11和Slc3a2)表達降低,表現為鐵死亡[47]。G蛋白偶聯雌激素受體(GPER)參與了BPA引起的肝毒性效應[47]。此外,孕期作為敏感窗口期,極易受到外源污染物暴露的干擾。研究發現產前BPA暴露能夠誘導子代小鼠脂肪肝的發生[48-52]。

基于水生生物的研究同樣顯示BPA具有致肥胖作用。BPA暴露可引起成年雄性稀有米諾魚肝臟脂質沉積顯著增加,TG水平升高1.84～22.87倍,但伴隨著甘油二酯水平的降低, TG合成相關基因表達上調,其降解相關基因表達下調。BPA暴露可干擾TG轉運相關基因的表達[53]。BPA急性或慢性暴露均可誘導斑馬魚肝臟脂質堆積與脂肪變性,這與脂肪合成、攝取增加以及脂質分解抑制有關[54]。環境相關濃度BPA暴露120天后,雌魚肝臟中脂質轉運和合成增加,高濃度BPA處理后斑馬魚的整體代謝水平提高,且BPA對雄魚的脂質沉積表現出劑量依賴性,脂代謝相關基因表達受到影響[55]。

研究表明,BPA替代物也可引起肝脂代謝紊亂。例如,BPF和BPAF暴露會降低HFD小鼠肝臟中甘油酯類化合物和TC水平[56]。斑馬魚從胚胎期開始暴露于含BPF、BPAF(0.5 μg/L)的水溶液中,60天后,實驗魚出現肝臟脂肪變性和胰島素抵抗[57]。BPS暴露120天可誘導雄性斑馬魚肝臟TG和TC水平升高,血漿天冬氨酸轉氨酶(AST)和ALT活性升高,內質網應激引起的未折疊蛋白反應可能是BPS調控脂代謝產生毒性效應的作用機制[58]。這些研究表明,BPA替代物并不安全,其大量生產應用可能會引入新的環境健康風險。表1總結了BPA及其類似物在脂代謝效應方面的相關研究。

表1 雙酚A及其類似物的脂代謝干擾效應研究

3 烷基酚類化合物的脂代謝研究

烷基酚類化合物(alkylphenol compounds, APs)由一個苯酚環和一個烷基取代基組成,是原油中的一類重要成分,常用于制備酚醛樹脂、聚合物、熱穩定劑、抗氧化劑和固化劑[64]。APs可與環氧乙烷結合生成烷基酚聚氧基酸酯(APEs),這是一類非離子表面活性劑,廣泛用于洗滌劑、潤濕劑、乳化劑、增溶劑和發泡劑以及油漆、農藥和除草劑中[65]。APEs在降解過程中會產生更具有持久性和親脂性的APs,如壬基酚(NP)和辛基酚(OP)[66]。APs通過工業生產的各環節或生活垃圾排放到環境中,主要污染水環境,特別是海洋環境。海水和海產品中常檢測到APs,其中4-NP檢出率高、分布廣泛,平均含量為0.02～2.76 μg/L[67]。此外,在空氣、土壤、沉積物和生物樣本中也有NP和OP檢出[66]。毒理學研究顯示,APs具有類雌激素效應,且其雌激素活性與化學結構高度相關,是潛在的內分泌干擾物與環境致肥胖物質[64,65]。

3.1 脂肪生成和代謝

4-NP是一種具有類雌激素效應的內分泌干擾物,研究顯示它同樣具有促脂肪生成作用,被鑒定為致肥胖物質[68-70]?；贑3H10T1/2細胞分化模型的實驗表明,4-NP可顯著上調脂肪生成標志物PPARγ和FASN mRNA/蛋白的表達,增加脂肪生成,促進細胞成脂分化[68,69]。4-NP暴露大鼠體重增加顯著,血清TG、TC和LDL-C含量高于對照組[70]。小鼠圍產期暴露于4-NP會影響后代脂肪形成,增加后代體重、血清TC和葡萄糖水平[71],并且這種效應可以遺傳到F2代[72]。

由于APs類化合物的化學結構具有高度相似性,除4-NP外,其他APs化合物也可能同樣具有促成脂作用,但目前相關研究證據并不多。有限的文獻數據顯示,4-叔辛基苯酚(4-t-OP)可抑制小鼠胚胎結締組織細胞系C3H10T1/2細胞的成骨分化,促進細胞系向脂肪細胞分化,增加PPARγ蛋白表達、TG和脂聯素含量[73]。4-己基苯酚(4-HP)可激活脂肪生成相關基因的表達,促進前脂肪細胞3T3-L1的成脂分化[74]。2,4-二叔丁基酚(2,4-DTBP)暴露可引起hMSCs脂質積累和脂肪生成標記基因表達增加,該過程是通過激活RXRα信號通路引起PPARγ/RXRα異源二聚體的增加[75]。2,4,6-三叔丁基酚被發現能夠顯著誘導人胎盤絨毛膜癌細胞系JEG-3細胞內TG積累。此外,HP可顯著誘導JEG-3細胞ROS產生,抑制胎盤芳香酶活性,并以暴露劑量依賴性方式誘導多不飽和脂質增加,而4-十二烷基酚則可以增加細胞內磷脂酰膽堿(PCs)和TG的合成[76]。

3.2 肝組織脂代謝

肝臟胰島素信號通路可受到APs化合物暴露的影響。大鼠經口暴露于NP(15、150和1 500 mg/kg)45天后,肝臟中胰島素信號分子胰島素受體(IR)、IR底物(IRS-1、IRS-2)和磷脂酰肌醇-3激酶的蛋白質水平下降,H2O2水平增加,抗氧化酶的活性降低,表明NP可誘導ROS產生和氧化損傷,下調肝臟中的胰島素信號傳導[77]。高蔗糖高脂肪飲食的小鼠受到NP暴露后會出現肝臟脂肪變性,炎癥細胞浸潤以及脂肪生成基因上調,最終導致非酒精性脂肪肝形成[78]。基于離體實驗的研究數據表明,4-HP可以通過暴露劑量依賴的方式促進肝脂形成,這與肝細胞對外源性脂質油酸(OA)的攝取增加有關,雌激素受體拮抗劑ICI可有效阻斷4-HP引起的肝脂累積效應,表明ER信號通路可能在該過程中發揮了重要作用。

4 合成酚類抗氧化劑的脂代謝干擾研究

合成酚類抗氧化劑(SPAs)是一類人工合成的化學品,由于其生產成本低、抗氧化性能好,被廣泛添加在食品、化妝品、塑料等各種工業產品中。目前在食品中允許使用的SPAs包括丁基化羥基苯甲醚(BHA)、丁基羥基甲苯(BHT)、沒食子酸丙酯(PG)和叔丁基對苯二酚(TBHQ)[79,80]。BHA是兩種同分異構體3-BHA與2-BHA的混合物。另外,沒食子酸辛酯(OG)和沒食子酸十二酯(DG)也常被用于合成抗氧化劑。聯合國糧農組織/世衛組織食品法典委員會的聯合報告規定,單獨或與其他合成抗氧化劑組合的食品中SPAs的最大允許含量為200 mg/kg[81]。在一些干谷物、熟食(經煮沸或油炸的食品、甜品等)以及飲料中?？蓹z測到BHA的存在。另外,BHA與其他抗氧化劑具有協同作用,所以經常會混合添加于食品中,以期獲得更好的抗氧化性能[79]。然而,毒理學資料顯示,SPAs具有潛在的肝毒性、內分泌干擾作用甚至致癌性[79,80],因此可能存在健康風險。

4.1 脂肪生成和代謝

研究顯示,BHA中的3-BHA可以通過調節脂肪生成生物標志物的轉錄和蛋白表達,從而促進前體脂肪細胞3T3-L1成脂分化與胞內脂質累積,且化合物暴露的有效窗口期為細胞分化前4天[81]。與3-BHA不同,同分異構體2-BHA并不表現出促成脂效應。3-BHA暴露可顯著降低分化早期(G0/G1期)細胞群,增加S期細胞群,促進細胞增殖,干擾PPARγ信號通路上游事件,誘導細胞分化并促進脂質合成[81]?；铙w動物實驗也表明3-BHA對機體脂肪組織累積具有顯著影響。3-BHA長期暴露,可調控脂肪生成、脂代謝和炎癥功能相關基因轉錄水平,引起小鼠體重、血脂增加和白色脂肪組織積累,但對糖代謝和胰島素敏感性沒有產生影響。與正常飲食小鼠相比,高脂飲食小鼠更容易受到3-BHA的暴露影響,出現的脂質累積效應更加顯著[82]。基于C3H10T1/2細胞定向分化模型的研究發現,在BMP7處理條件下細胞可以向棕色細胞分化,產熱相關基因被顯著誘導。然而,3-BHA暴露后可以有效促進C3H10T1/2細胞分化,導致胞內脂質積累,脂肪生成標志物(Pparγ、Adiponectin、Fabp4等)表達升高。然而,與對照組相比,3-BHA處理后并沒有誘導線粒體、產熱相關基因的表達增加,表明3-BHA引起C3H10T1/2細胞棕脂分化表型向白色脂肪轉變,其分子調控機制為smad1/5/8磷酸化[83]。

4.2 肝組織脂代謝

研究顯示,BHA可以影響大鼠肝臟能量代謝,降低肝臟糖異生,增加糖原分解、糖酵解,降低ATP水平,促進ROS生成[84]。高脂飲食條件下小鼠經口服暴露于10 mg/kg 3-BHA 18周后,肝臟TG濃度顯著高于對照組,脂肪變性嚴重,脂質組學分析表明,在HFD條件下3-BHA處理引起鞘脂、甘油磷脂和甘油酯等30種脂質水平發生顯著變化[85],說明3-BHA長期暴露可改變小鼠肝臟脂代謝穩態,并加劇高脂飲食誘導的NAFLD的形成。離體細胞實驗也顯示50 μmol/L 3-BHA暴露條件下,HepG2細胞對OA的攝取增加,導致胞內TG累積[85],這一結果很好地驗證了活體動物實驗的發現。

4.3 腎組織脂代謝

腎臟是一個代謝高度活躍的器官,脂代謝障礙會誘發腎臟疾病的發生和進展,如透明細胞腎癌。關于3-BHA對腎臟脂質穩態的影響仍不確定?；谌四IHK-2細胞的實驗發現,3-BHA暴露可顯著降低HK-2細胞內的脂質積累,并且呈現暴露濃度與暴露時間依賴方式。這種化合物主要通過抑制細胞對葡萄糖的吸收,加速糖酵解過程,從而導致胞內脂質含量降低,該結果也得到代謝組學數據的支持。分子機制研究顯示,3-BHA對AR具有拮抗作用,從而可降低細胞內脂肪從頭生成,引起胞內脂質減少[86]。3-BHA降低腎細胞脂質累積的效應,與其促脂肪生成及肝脂累積效應相反[81-83,85],提示機體不同組織器官對環境污染物暴露可產生顯著不同的響應,值得未來研究進一步探索。

5 酚類化合物干擾脂代謝的毒理機制

環境致肥胖物質調控脂代謝的毒理機制非常復雜,其中,關于關鍵內分泌核受體(nuclear receptors, NRs)的轉錄激活調控、表觀遺傳改變等的研究[87]相對較多。

5.1 核受體

在脂肪細胞生成及脂代謝過程中,一些核受體起著重要的調控作用。雙酚類化合物被報道可與許多NRs,如PPARγ、ER、GR等,結合并激活響應的信號通路,這與該類化合物對3T3-L1細胞、前脂肪細胞以及活體小鼠的促脂肪生成作用有關[30,32]。APs作為一類典型類雌激素化合物,可結合并激活雌激素受體,這在APs誘導的脂質積累過程中也發揮著重要的作用[74]。3-BHA干擾腎脂代謝過程則與化合物具有AR拮抗活性有關[86]。

5.2 炎癥和氧化應激

在脂肪組織中,致肥胖物質可以促進炎癥狀態并增加氧化應激。致肥胖物質可以激活促炎途徑,上調細胞因子如白細胞介素-6(IL-6)、IL-1β、TNF-α的表達和釋放[37,57,87]。BPA及其替代品可誘導巨噬細胞的M1極化,從而維持白色脂肪細胞群[88]。BPA已被證明可以促進成熟脂肪細胞的氧化應激并增加ROS水平,從而導致不同脊椎動物的脂質氧化增強。用活性氧清除劑N-乙酰半胱氨酸(NAC)治療可改善BPA誘導的肝臟脂質積累和脂肪性肝炎[45]。此外,烷基酚可顯著誘導ROS的產生并抑制胎盤芳香化酶活性,從而導致脂質積累增加[76]。

5.3 腸道微環境

機體腸道微環境與肥胖發生密切相關。研究發現,在無菌小鼠體內移植肥胖個體的腸道微生物群落,可以誘導受體小鼠肥胖[89],說明腸道微生物在機體脂代謝與肥胖形成過程具有重要作用。一些環境致肥胖物質可以干擾腸源性因子,從而影響機體脂代謝。例如,雙酚A及其類似物可促進腸道嗜鉻細胞產生5-羥色胺,干擾機體代謝[90]。這類化合物還可以誘導腸道細胞異質變化,激活腸細胞對脂質的攝取和吸收[57]。

5.4 表觀遺傳

近年來表觀遺傳修飾在調節脂肪組織基因表達的作用方面引起了人們的高度關注。一些體外實驗研究顯示,BPA、BPS和BPF暴露可引起microRNA-26a(miR-26a)基因下調[91],而miR-26a和miR-26b對脂肪生成至關重要,被證明是脂肪細胞褐變過程的關鍵調節分子[92]。BPA誘導肝細胞脂質累積,也與參與脂代謝基因的表觀遺傳重編程有關,如DNA甲基化水平發生改變。暴露于BPA后的小鼠肝臟中DNA甲基化轉移酶表達水平降低,導致脂質合成相關基因Srebf1和Srebf2的DNA甲基化水平降低,其轉錄表達水平增加[46]。

5.5 其他信號通路

環境致肥胖物質還能夠通過其他非激素信號通路調控脂代謝,如干擾生長因子下游的受體激酶通路、神經遞質通路、發育信號通路等[8],從而改變食欲、飲食偏好,影響機體對脂質的攝取[93]。研究發現,大鼠生命早期接觸BPA會改變突觸前后信號通路、促進成癮和強迫行為、增加飲食攝入,由此引起肥胖發生[94]。3T3-L1細胞暴露于BPA會干擾脂肪因子的分泌、增加瘦素水平,提示這種化合物可能對食欲具有調控作用[95]。

6 研究展望

在過往近20年的研究工作基礎上,人們雖然已經識別并鑒定了一些致肥胖物質及其毒理效應,如多種SPCs等,但客觀而言,我們對環境致肥胖物質的認識仍是冰山一角,需要更多研究來發現環境中新的致肥胖物質,并解析它們的毒性作用方式。此外,基于單一的篩選實驗或分析方法,不能全面有效地揭示致肥胖物質的致毒效應,亟需基于計算建模、多靶點離體分析技術與活體動物實驗構建污染物致肥胖效應的綜合測試體系,有望為尋找并發現環境中新的致肥胖物質提供可靠的技術支持。在此基礎上,結合流行病學研究可以客觀評價可疑污染物的健康危害。還有,除了遺傳因素外,肥胖易感性還可受到環境因素重編程,因此需要綜合與營養、活動、壓力、感染、微生物等一起開展研究,以準確評估環境對肥胖的影響。最后,需要考慮的是,環境化學物質的毒理效應受暴露時間、暴露敏感窗口期、暴露模式等影響,關于致肥胖物質的關鍵分子靶標,性別二態性,表觀遺傳機制和多代、跨代效應,我們還知之甚少。未來研究尚需針對以上這些方面開展更多工作,以期獲得對環境致肥胖物質更為客觀全面的認識,從而服務于健康風險的正確評價與健康危害的預防。