水中痕量污染物雌激素的内分泌干扰活性评价

周 鸿 ，樊建军 ，王占生

（1.广州大学土木工程学院市政工程系，广东广州 510006；2.广州大学珠江三角洲水质安全与保护省部共建教育部重点实验室，广东广州 510006；3.清华大学环境学院，北京 100084）

“雌激素”是天然雌激素和合成性雌激素的总称。天然雌激素包括雌性生物体分泌的雌酮（Estrone，E1）、雌二醇（Estradiol，E2）、雌三醇（Estriol，E3）等，合成性雌激素主要用于治疗怀孕女性早期流产、更年期障碍、骨质疏松症、卵巢机能失调等，并且是避孕药的主要成分，如己烯雌酚（Diethylstilbestrol，DES）、炔雌醇甲醚（mestranol，MeEE2）和炔雌醇（EE2）等[1-3]。

1 水体中常见的雌激素种类和含量

由于水体的稀释作用，水环境中雌激素的浓度多为ng／L水平[4-7]。例如，意大利、荷兰、德国、加拿大等国家的污水厂出水中，E2变化范围是＜0.1～64 ng／L，EE2 的浓度为 15～42 ng／L，E3 最高可达82 ng／L，E1最高浓度为70 ng／L。加拿大和德国15条河流中仅检出E1，最高浓度仅为 1.6 ng／L；意大利罗马 Tiber河水中检出 E1、E2、E3、EE2四种雌激素，浓度为 0.04 ng／L（E2）～1.5 ng／L（E1）。日本国土交通省1998年～1999年的水质调查发现，未经处理的生活污水中人体雌激素含量高达150 ng／L，经处理后，可减少为7.3 ng／L，但是这个问题仍然不可忽视[8-9]。

我国有关水质调查结果表明[10]，钱塘江流域的8个采样点中，有7个检测出了EE2，其浓度范围在1.17～ 3.35 ng／L 之间，1 个采样点检测出 E2，浓度为0.32 ng／L；太湖梅梁湾三个不同采样点均检出了E2和 EE2，浓度为 1.6～15.5 ng／L 和 5.7～30.8 ng／L[11]。青岛海泊河水中的溶解态 E3、E2、E1、EE2的浓度分别高达 56.6，31，97 ng ／L 和 70 ng ／L[12]；2006 年对松花江中13种内分泌干扰物的初步调查结果表明，哈尔滨段江水中检出的5种雌激素E1、E2、E3、EE2、DES 的浓度分别为 28～65，15～29，10～66，9～13，3～6 ng／L，浓度普遍较高[13,14]。

2 水体中雌激素的来源及性质

2.1 来源

水体中雌激素的来源主要有两个：人体排出物和其它动物或牲畜的排泄。据统计，正常代谢的女性每人每天分泌雌激素10～100 μg，孕期的女性每天分泌的雌激素可以达到3 mg（以E3为主）。有报告表明，每人每天排出尿 0.9～1.2 L，其中含有1.0～3.0 μg 雌二醇（E2）、3.9～8.0 μg 雌酮（E1）、1.0～3.0 μg 雌三醇（E3）以及大量其它以非活性形式存在的衍生物；与自由态雌激素相比，这些衍生物的极性和亲水性较强，且雌激素活性明显较低；人的粪便中则主要含有自由态的雌激素[9]。

表1 人体每天排出的雌激素量（μg／d）Tab.1 Contents of Estrogens Excreted per Person per Day(μg ／d)

表1所示为人体每天排出的雌激素量[18]，虽然由于人种、遗传、生活环境等多种因素的影响，东西方可能存在一定差异，但可以假定在同一数量级上。2010年全国第六次人口普查时，我国总人口数为13.7 亿，其中，女性为 65 287 万人，占 48.73%[19]。根据2001年抽样调查不同年龄段人口调查结果[20]和1999～2000年我国每年出生的人口数（约为1600～1900万），估算一下每年我国人口可能排出的天然雌激素量约为 115 185.14 g／d，其中，E1、E2、E3浓度分别为 15 415.07，6 696.68 g／d 和 93 073.39 g／d，所占比例分别为 13.34%，5.85%和 80.81%，以雌三醇为主。

有研究表明，服用避孕药的女性每天排出的EE2约为30～35 μg[18]。我国是避孕药生产量和销售量较大的国家；若人数按20～50岁成年女性（除孕妇外）的1／100计，我国人口每天可能排出的EE2约为53 471 kg。

环境中雌激素的另一个主要来源是动物或牲畜的排泄：动物或牲畜每天会排出一定量的天然雌激素，某些合成性雌激素常常用于刺激牲畜的发育或生长，其中一部分会由排泄途径进入环境。

2.2 常见雌激素的性质

表2列出六种常见雌激素的基本物化性质[18,21,22]，天然雌激素和合成性雌激素各三种。从表中可以看出，合成雌激素炔雌醇和炔雌醚的溶解度分别为 4.8 mg／L 和 0.3 mg／L，远低于三种天然雌激素（13 mg／L），均属于疏水性有机物。除DES以外的五种雌激素蒸汽压都很低，在 6.7×10-15～2.3×10-10mmHg之间，其中，雌三醇的蒸汽压最低。

表2 常见雌激素的基本物化性质Tab.2 Basic Physicochemical Natures of Common Estrogens

可以根据蒸汽压、分子量和在水中的溶解度计算亨利常数[23]，公式为：

根据该式计算五种雌激素的亨利常数，得到的结果列于表3。从表中可以看出，除炔雌醚外，其它四种雌激素的亨利常数均低于 1.0×10-10atm·m3／mol，所以它们都是低挥发性有机物。炔雌醚的亨利常数为 1.02×10-9atm·m3／mol，接近界限值，挥发性虽然高于其它四种雌激素，但是挥发性也较低。

3 雌激素在环境中的迁移变化及水处理效率

3.1 雌激素在环境中的迁移变化

根据以上所述雌激素的物化性质，可以知道，雌激素进入环境后，由于其高疏水性和低挥发性，液相中雌激素浓度降低的主要途径是土壤或沉积物的吸附，土壤有机碳吸附常数Koc和半衰期也列在表3中[24-26]。Lai等人研究表明，这5种雌激素在土壤或河流沉积物上的吸附过程均符合经典的Freundlich模型。已有研究表明，E2或EE2的浓度为0.5 ng／L时即可能在指示生物体显示出雌激素作用，几个ng／L的雌激素就有可能对鱼类的繁殖形成障碍[27]。

除了吸附于土壤或其它沉积物以外，雌激素在环境中的另一个主要迁移途径就是降解。当雌激素存在于人体或动物体中，其主要在生物体的肝脏内发生变化，包括氧化、羟基化、脱羟基化或甲基化作用等，然后与葡糖醛酸或硫酸盐发生共轭作用[28]。

表3 五种雌激素的亨利常数、吸附常数和半衰期Tab.3 Henry Constants,Adsorption Constants and Half-Life Period of Five Kinds Estrogens

3.2 水处理工艺对雌激素的影响

雌激素可能由于污染地表水或地下水源而进入给水处理厂，也会随生活污水或其它途径进入污水处理厂。有研究表明，Biwa湖水经过氯化后，内分泌干扰作用增加了2.3倍，说明氯化作用会增加内分泌干扰性[29]。常规污水处理工艺，尤其是生物处理单元能有效地去除水中的内分泌干扰物及其前体物，如雌二醇、炔雌醇、雌酮和壬基酚聚氧乙烯醚（nonylphenol polyethoxylates ，NPEOs）等[30-37]。

对不同地区水厂的给水处理工艺中雌激素类物质的变化研究表明[15-17]，常规水处理工艺对这类物质的去除率不高。生物陶粒单元在控制饮用水有机物种类和减少毒性物质方面有优越性，例如，生物处理单元对官厅水系特有污染物质阿特拉津具有一定的去除能力[38]。近年来，有研究表明，常规给水工艺对松花江水源水中的雌激素活性物质具有一定的去除率，其中，以混凝沉淀工艺的去除效果最为稳定,而砂滤与氯消毒工艺对其去除效果不稳定[39]。酵母双杂交试验显示，壬基酚（nonylphenol，NP）经过氯消毒产生的混合物具有雌激素抑制作用[40]；双酚A在氯消毒过程中会反应消失，但是其消毒副产物的内分泌干扰作用远远大于双酚A本身的作用。

4 内分泌干扰物雌激素强度评价方法

4.1 不同雌激素强度评价方法

采用生物检测方法可快速测定或筛选内分泌干扰物，并确定其内分泌干扰活性。与仪器分析相比，生物检测法主要有活体外试验（in vitro）和活体内试验（in vivo）两种，具有相对经济、前处理不复杂、灵敏度高的优点[41]。活体外试验包括雌激素受体（estrogen receptor，ER）试验和雄激素受体（androgen receptor，AR）试验，其中，两种应用较多的雌激素受体试验方法是ER复写活性化试验（MVLN法）和ER转录活性化试验（酵母法）。其中，MVLN法是应用ER阳性的人乳腺癌细胞株MCF-7建立的一种稳定转染的细胞株，能够表达激素受体蛋白。体外试验具有灵敏、经济、快速等优点，能提供有关作用机理方面的信息，但观察不到EDCs对体内代谢、相互作用及生物蓄积效应等的影响。一般将体外试验作为环境雌激素的初步评价方法，最终确定是否具有雌激素活性须进行体内试验[42]。

4.2 水体内分泌干扰物雌激素强度评价实例

不同内分泌干扰物的雌激素强度不同，一般以E2的雌激素强度为1.0，其它物质与E2相比较，即可得出相对雌激素强度。表4所示为采用生物检测法得出的几种常见物质的相对雌激素强度[43,44]。从表中可以看出，雌酮的雌激素强度为E2的1%，雌三醇的雌激素强度不到E2的10%；合成性雌激素EE2和DES的雌激素强度则高于E2，是E2的1.25倍。人工合成物双酚A的雌激素强度为E2的0.27%；4-壬基酚的雌激素强度是双酚A的20倍。可见，合成性雌激素内分泌干扰性最强。

采用MVLN细胞进行雌激素活性测定时，一般以17β-雌二醇为标准物计算待测物质的荧光素酶相对活性，公式如下所示[43]。

荧光素酶相对活性（%）=（Lt-Lc）／（LE-Lc）×100%

式中：LE——17β-雌二醇浓度为1.0×10-9M时的相对光照度值（Relative light units，RLU）；

Lc——某种特殊细胞溶菌液的RLU值；

Lt——某待测物质或溶液的RLU值。

表4 不同物质的雌激素活性评价Tab.4 Evaluation of Estrogen Activity on Different Substances

其中，RLU用照度计测定，然后可根据上式计算待测物质或溶液的荧光素酶相对活性，该物质的雌激素活性则为荧光素酶相对活性与相对雌激素强度（待测物质或溶液浓度与标准物浓度的比值）的乘积。

表5 钱塘江水中三种内分泌干扰物的雌激素活性比较Tab.5 Comparation of Estrogen Activity of Three Kinds EDCs in Qiantang River

以钱塘江某水样测定结果为例[10,44]，计算同一水样中不同内分泌干扰物的雌激素活性。水样中检出了双酚A、EE2和E2三种内分泌干扰物，各自的浓度及其内分泌干扰活性如表5所示。水样中EE2的雌激素作用占92.2%，双酚A虽然浓度最高，其雌激素作用仅占0.048%，E2占7.76%。这说明浓度较高、相对雌激素强度较低的物质雌激素作用远低于浓度较低但相对雌激素强度较大的物质。

5 结论

综上所述，我国水环境中的雌激素污染状况成为值得重视的问题之一，还有研究者提出将雌激素活性作为饮用水水质指标之一[45]。因此，根据雌激素的主要物化性质研究在水环境及水工艺流程中的雌激素迁移变化规律，尽可能降低雌激素污染风险，是当前给排水处理工作者的主要任务之一。

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