PFOS相关胆固醇反应的机理性PBPK/PD建模及其在人类健康风险评估中的应用

《Environmental Pollution》：Mechanistic PBPK/PD modeling of PFOS-associated cholesterol response and its application in human health risk assessment

　　

摘要

本研究旨在建立PFOS在大鼠体内的药动学-药效学（PBPK/PD）模型，并将其外推应用于人类，以进行风险评估。研究探讨了年龄对PFOS药代动力学的潜在影响。与成年大鼠相比，青春期前的大鼠暴露于PFOS的程度较低，这表明其体内再吸收机制尚未成熟。因此，将生命周期发育过程纳入PBPK模型，以考虑大鼠的体重、转运最大值（T_m）和分布参数。选择胆固醇水平作为药效学（PD）生物标志物，并采用间接PD响应模型。通过比例缩放法，从大鼠模型外推得到人类PBPK模型。此外，利用文献中的流行病学数据建立了人类PD响应模型，将PFOS暴露与胆固醇生成率相关联。所建立的PBPK/PD模型被用于风险评估，包括正向和反向剂量测定，以确定每日摄入量（EDI）的阈值估计值，并利用韩国生物监测数据研究PFOS当前的健康风险。通过马尔科夫链蒙特卡洛模拟计算得出，成年人群的EDI阈值为3.48 ng/kg/天；反向剂量测定法得出的EDI阈值为1.02 ng/kg/天。尽管老年组的第95百分位数超过了5%，但在所有年龄组中，预测的胆固醇升高幅度均低于5%。总之，本研究为将生命周期发育过程和PD响应与PBPK模型相结合进行风险评估提供了一个机制框架。

引言

全氟辛烷磺酸（PFOS）是一种属于全氟和多氟烷基物质（PFAS）类的合成化学物质，以其在环境中的持久性和潜在的健康危害而闻名（Polychronidou和Nag，2025年）。动物毒理学研究和流行病学研究表明，PFOS可导致脂质代谢异常（Olsen等人，1999年；Shipley等人，2004年；Steenland等人，2009年）、免疫反应抑制（ATSDR，2021年；EPA，2014年）、发育毒性（EPA，2014年）、肝毒性以及致癌作用（ATSDR，2021年）。

因此，监管机构限制了PFOS的使用。例如，美国环境保护署（EPA）将PFOS的参考剂量（RfD）定为30 ng/kg/天（EPA，2014年），欧盟将PFOS列入关于持久性有机污染物的法规（EC）第850/2004号的附件I中，以限制其使用（欧盟，2019年）。根据欧盟委员会法规第757/2010号，PFOS在物质或制剂中的浓度应低于10 mg/kg，半成品或部件中的含量应低于0.1%，涂层材料中的浓度应低于1 μg/m²（欧盟，2010年）。此外，流行病学证据（如儿童疫苗反应受到抑制）促使PFOS的监管标准进一步提高，其慢性RfD被定为7.9E-09 mg/kg/天（EPA，2022a年）。

然而，这些法规主要基于动物毒理学研究，包括肝肿大（Seacat等人，2003年）、发育毒性（Shi等人，2008年）或致癌性（ATSDR，2021年），而流行病学研究显示，PFOS在人体内的相对较低血清浓度即可引起脂质代谢紊乱，例如胆固醇水平升高（Olsen等人，1999年；Steenland等人，2009年）。与肝酶（如ALT或AST）相比，血脂异常是评估有害物质肝毒性的更敏感指标，因为它会干扰核受体信号通路，如过氧化物酶体增殖激活受体（PPAR）α（Nielsen等人，2022年；Shipley等人，2004年）或过氧化物酶体辅酶A二磷酸酶（Nudt7）（Gou等人，2024年），这些过程所需的PFOS浓度低于导致肝细胞凋亡的浓度。在猴子研究中，0.75 mg/kg的高剂量组时，亚慢性PFOS暴露并未引起肝酶升高，反而导致了高胆固醇血症（Seacat等人，2002年）。因此，在欧盟的人类PFOS风险评估中，血清胆固醇被视为关键指标（EFSA等人，2018年）。

然而，不同物种对PFOS的胆固醇反应存在差异：啮齿动物（Curran等人，2008年；Elcombe等人，2012年；Seacat等人，2003年）和灵长类动物（Seacat等人，2002年）表现出降胆固醇效应，而人类则出现高胆固醇血症（Olsen等人，1999年；Steenland等人，2009年）。PFOS的降胆固醇机制是通过激活PPARα途径的β-氧化作用（Shipley等人，2004年）。相比之下，在人类中，PFOS作为部分激动剂与脂肪酸等内源性配体结合（Nielsen等人，2022年）。小鼠和人类COS-1细胞中PFOS对PPARα的效应相似，半最大激活浓度（EC₅₀）分别为12.7 μM和14.9 μM（Shipley等人，2004年），这表明人类对PFOS的胆固醇反应可能存在特异性机制。

最近，Gou等人（2024年）发现PFOS会抑制Nudt7的表达，而Nudt7负责分解多余的乙酰辅酶A，从而促进胆固醇合成。此外，Nudt7抑制的最低有效浓度为0.048 μM（Gou等人，2024年），大约是PPARα激活所需浓度的100倍。这表明，在环境暴露下，Nudt7抑制可能是低血清浓度下高胆固醇血症的更合理机制，而动物毒理学研究中通常使用的高剂量条件则不同。

这些差异使得将动物数据外推应用于人类以评估PFOS对脂质稳态的负面影响变得复杂。基于生理学的药动学（PBPK）建模提供了一种定量工具，可以弥合这些差距，尤其是在与药效学（PD）模型结合使用时。尽管已开发并使用了多种PFAS健康风险评估的PBPK模型，但本研究首次建立了PBPK模型来研究脂质失调，特别是啮齿动物的降胆固醇效应与人类的高胆固醇血症之间的差异。此外，流行病学研究表明，脂质失调不仅影响成人；例如，青少年（平均年龄16.4岁）的PFOS血清浓度与载脂蛋白B、总胆固醇和低密度脂蛋白呈正相关（Averina等人，2021年）。

尽管有严格的法规限制PFOS的使用，但由于其在环境中的高度抗性和在人体内的长半衰期（Olsen等人，2007年），安全问题仍然存在（EFSA等人，2018年）。因此，本研究旨在建立考虑物种和年龄差异的PFOS PBPK/PD模型，以量化健康后果。随后，利用韩国生物监测数据对模型进行人类风险评估，包括反向剂量测定以计算外部剂量水平，以及正向剂量测定以评估PFOS监管要求的充分性。

章节摘录

化学品和试剂

从Sigma Aldrich（美国密苏里州圣路易斯）购买了全氟辛烷磺酸钾（PFOS；CAS编号2795-39-3）和醋酸铵（CAS编号631-61-8）。全氟-1-[1,2,3,4,-13C4]辛烷磺酸钠（MPFOS；CAS编号960315-53-1）作为内部标准品（IS），购自Wellington laboratories Inc.（加拿大安大略省）。水（CAS编号7732-18-5）、乙腈（CAS编号75-05-8）和甲醇（CAS编号67-56-1）来自J.T. Baker（美国新泽西州菲利普斯堡）。所有化学品

雄性大鼠的PK年龄差异

表S3列出了雄性大鼠PFOS PK研究的NCA结果。无论是静脉注射（IV）还是口服（PO）给药，AUC_inf均显示出显著的年龄差异。尽管消除半衰期没有统计学上的显著差异，但成年大鼠的t_1/2比青春期前大鼠更长。CL和V_d随年龄差异显著，青春期前大鼠的值高于成年大鼠，表明其清除速度更快。为了将这些发现纳入模型

讨论

本研究探讨了雄性大鼠PFOS的PK年龄差异。由于先前的研究表明大鼠的PK参数（包括AUC、V_d、t_1/2和CL）不存在显著性别差异，仅肝K_p在雄性中较高（雄性大鼠为2.63；雌性大鼠为2.04）（Kim等人，2016年），因此仅使用雄性大鼠进行年龄效应研究。此外，敏感性分析（图S3，表S7）表明肝K_p的差异对PFOS的影响可以忽略不计

CRediT作者贡献声明

Go-Wun Choi：撰写——原始草稿、可视化、软件应用、实验设计、正式分析。Ju Hee Kim：撰写——审稿与编辑、数据管理。Dong Wook Kang：正式分析、数据管理。HEA-YOUNG CHO：撰写——审稿与编辑、监督、项目管理、方法论制定、资金申请、概念构思

未引用参考文献

Andersen等人，1987年；Brown等人，1997年；Davies和Morris，1993年；Knutsen等人，2018年；Schrenk等人，2020年；美国环境保护署，2006年；美国环境保护署，2014年；美国环境保护署，2022a年；美国环境保护署，2022b年；美国环境保护署，2014年；欧盟，2019年；欧盟，2010年；Goodman和Shiratori，1964年；世界卫生组织，2010年。

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利益冲突声明

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致谢

本研究得到了食品药品安全部在2021至2023年期间的资助（项目编号21162MFDS077）。

Go-Wun Choi|Dong Wook Kang|Ju Hee Kim|Hea-Young Cho

韩国庆尚北道星南市盆唐区庞约路335号，CHA大学药学院，邮编13488