环境内分泌干扰物的暴露特征及健康风险评价模式

段志文

（沈阳医学院公共卫生学院沈阳市食品安全与风险评价研究重点实验室，辽宁 沈阳 110034）

迄今为止，美国化学文摘 社 （Chemical Abstracts Service，CAS）创立的化学物质数据库 CAS REGISTRYSM，已收录超过1.6亿种化学物，其中商用化学物达1.04亿之多，具有 CAS登记号的超4 000万［1］。 化 学 药 品、 农药、日用化学品、工程塑料等人工合成化学物，在给人类生活带来方便和舒适的同时，也带来一定的风险。大量人工合成化学物不断被释放到环境空间，给生态环境和人类自身带来一定危害。1962年Rachel Carson撰写的 《寂静的春天》，便关注到农药二氯二苯基三氯乙烷 （DDTs）对环境的危害，呼吁人们提高对自然环境的保护意识；1996年Theo Colborn等合著的 《我们被偷走的未来》，关注到人工合成化合物、特别是环境内分泌干扰物 （environmental endocrine disruptors， EEDs）对生态环境和人类自身的影响。EEDs自1991年被定义以来［2］，一直受到广大科技工作者和政府部门的重视，研究显示，EEDs类物质可模拟或拮抗内源性激素活性，引起机体内环境调节失衡，产生以生殖毒性［3］为主的一系列损害，包括氧化应激、神经功能调节、脂代谢异常、肿瘤发生等。因此，深入研究并表征人群接触EEDs的特点，找到灵敏、准确评价EEDs风险的模式，对于保护生态环境和人群健康意义重大。本文就EEDs在环境中的释放、人群接触特点及评价模式研究进展进行综述。

1 EEDs在环境中的释放

EEDs分为天然和人工合成两类，除铅、汞、砷等金属类外，其余均为有机化学物。按其用途可分为工业原材料、洗涤用品、化妆品、农药、包装材料等，因工业生产和生活应用被不断释放到空气、水体、土壤等环境介质中，以不同方式与机体接触并进入体内，对健康产生一定的影响。

空气中EEDs主要来源于工业生产释放、垃圾焚烧以及家庭装修。韩国最大的人工湖之一—阿桑湖地区，分布有工业综合体和农田，研究发现整个区域都存在邻苯二甲酸酯类 （PAEs）污染物，其中空气中总 PAEs的平均浓度为 3.92～33.09 ng／m3， 主要来源于工业生产［4］； 国内某大型天然湖泊大气颗粒物中PAEs的浓度在湖岸边为2.74～ 11.89 ng／m3， 市区为 2.62 ～ 15.33 ng／m3，主要通过大气迁移而来［5］。相比于室外空气中含有的EEDs，人们会更关心室内空气的清洁度。有研究表明中国住宅室内灰尘暴露邻苯二甲酸二乙基己酯 （DEHP）的量占总摄入量的2%～5%，而美国则占10%～58%［6］； Pei等［7］对杭州10 套新装修房子的卧室、客厅和书房的空气进行检测发现，DEHP浓度平均为2 437 ng／m3，说明新装修房子室内空气中DEHP浓度更高；Chen等［8］检测位于北京市的三个室内场所 （学生宿舍、公寓、办公室）PM2.5中六种邻苯二甲酸盐，PAEs总量分别为468、498和280 ng／m3，主要成分是邻苯二甲酸二丁酯 （DBP） 和 DEHP， 占 PM2.5结合 PAEs总量的76.3%～97.7%，化妆品和个人护理用品、增塑剂和PVC制品可能是室内PM2.5结合PAEs的重要来源。

土壤是污染物主要储存库，并可通过土壤渗透至地下水、地表径流至地表水、蒸发至大气中。土壤中EEDs来自于农药喷洒、气雾剂应用、电子垃圾拆解、工业废水排放、石油化工污染等。EEDs类型与土地用途密切相关。一项使用类固醇受体生物测定法测定我国农业土壤内分泌干扰能力的研究结果显示，在123个土壤样品中观察到高雌激素活性和抗孕激素活性，检出率分别达到79%和73%；约三分之一的测试样品表现出雄激素、孕激素和糖皮质激素作用；共有72%和78%的土壤提取物分别具有盐皮质激素和抗盐皮质激素活性，并且雌激素活性分别与 DDTs、硫丹（Endosulfans）、 氯丹 （Chlordanes）、 七氯和艾、狄氏剂的含量呈正相关，在种植蔬菜的土壤中可以检测到有机氯农药 （OCPs），含量在21.0～592 ng／g之间［9］。在电子垃圾拆解场所的土壤中，重金属Cd、Cu和Pb的含量是对照区的2～15倍［10］。同一类型污染物在不同功能土壤中含量分布也不同，在镉污染地区，土壤中镉含量在工矿区土壤＞矿区农用土壤＞非矿区农用土壤＞城区土壤＞自然土壤［11］；对表层土壤中21种OCPs的污染特征进行研究发现，六六六 （HCHs）和DDTs是构成土壤OCPs污染的主要成分，不同植被类型土壤中，总的OCPs、HCHs和DDTs残留量最高的土壤类型均为蔬菜地、西瓜地和大豆地［12］。

水体中EEDs来源较为复杂，工业废水和生活污水直接或间接地排入水体是EEDs进入水体的主要外源途径，作为内源途径的水体沉积物中EEDs释放和前体物降解也不容忽视［13］。在某市自来水中， DEHP 的含量达到了 3.05 μg／L［14］。 我国西部某城市污水处理厂的进水和出水中检测到5种EEDs， 含量范围在 38.55～119.88 μg／L和 5.42～54.21μg／L， 其中雌三醇 （E3） 含量最多， 分别占总量的76.38%和71.06%，并且部分EEDs的降解和去除与温度和季节具有一定的相关性［15］。对某市的天然水体进行检测，发现泉水中双酚A（BPA）的浓度最低，长江水 （常熟段）中的BPA浓度最高；对生活中的瓶装水和桶装水进行检测发现，瓶装水中BPA浓度范围在1.18～11.40 ng／L，桶装水中 BPA 浓度范围在 3.15～55.00 ng／L［16］。由此可见，几乎在所有的水体中均发现EEDs的踪迹，而水与人类关系十分密切。见图1。

图1 EEDs释放及转归示意图

2 EEDs的健康损害效应

大量动物实验及流行病学调查结果显示，EEDs的暴露会影响机体的内分泌系统、免疫系统、神经系统及生殖系统的功能，尤其是对男性生殖系统的影响［17］。

EEDs在人体多种生物材料中被检出，人类接触几种 PAEs的平均值范围为 0.26～1.48 μg／kg［18］； 围产期 BPA 暴露会增加子代大鼠代谢综合征的风险［19］。调查显示，美国哺乳期女性约62%的乳汁样本能检测到 BPA（0.22～10.8 ng／ml， 中位数 0.68 ng／ml， 平均值为 3.13 ng／ml），且存在种族差异，可能与生活方式等有关［20］。Li等［21］分析了孕妇血液、脐带血和胎粪样本中邻苯二甲酸单-2-乙基己酯 （MEHP）、辛基酚 （OP）和4-壬基酚 （4-NP） 及19种多溴联苯醚 （PBDEs）同系物等EEDs，结果显示PBDEs几乎完全转移至胎盘并到达胎儿，从而影响胎儿健康。意大利的一项对母体暴露于内分泌干扰物和胎盘转运结果的初步研究显示，孕妇血液中全氟辛酸（PFOA）水平与新生儿体重呈负相关，证实了内分泌干扰物可通过胎盘转移到胎儿并影响妊娠结局［22］。

一项评估男性不育与内分泌干扰物暴露的相关性研究中，La Rocca等［23］选定了磺酸盐（PFOS）、PFOA、DEHP、MEHP和BPA等几种内分泌干扰物，结果显示BPA和PFOA与男性不育之间可能存在相关性。长期职业暴露于多氯联苯、有机氯、氨基甲酸酯、乙二醇醚、苯乙烯、甲苯、BPA、烷基酚类化合物等内分泌干扰物的男性工人，淋巴瘤的发病风险增加［24］；农业及汽车塑料制造业的员工乳腺癌发病风险较高［25］。国内一项病例对照研究结果表明，在甲状腺自身抗体阳性的女性中，甲状腺结节发生风险与尿中BPA浓度接近线性相关［26］。

3 健康风险评价模式

EEDs健康损害问题日益突出，因此，对此类物质的健康风险进行评价，以便采取有针对性的管理和防范措施，减少其对健康的影响显得尤为重要。所谓健康风险评价是指针对一种EEDs，通过一定的方法定性和定量评价其影响健康的潜在危害性大小。需要注意的是，大多数研究者选择建立动物暴露模型以评估化学物质的健康风险，但化学物质产生毒作用的阈值浓度具有物种差异，例如MEHP和己烯雌酚 （DES）影响啮齿类动物的类固醇生成，但对人类影响不大，因此，将动物实验获得的数据外推到人类健康风险评估具有一定的局限性［27］。

3.1 激素活性评价 （也称内分泌干扰效应评价）

体外筛查实验方法包括雌激素受体 （ER）结合测定实验、ER反式激活测定 （ERTA）实验、雄激素受体 （AR）结合测定实验、重组芳香酶测定实验和类固醇生成测定实验；体内实验包括鱼类短期繁殖实验、青蛙形态改变试验、青春期大鼠甲状腺实验、 大鼠 Hershberger实验等［28］。Coady等［29-30］使用以上5种体外筛选实验方法对2，4-二氯苯氧基乙酸 （2，4-D）的内分泌干扰效应进行测试，结果表明2，4-D不具有与雌激素、雄激素或类固醇生成途径相互作用的潜力，并且通过鱼类短期繁殖实验进行了验证。体内实验一般以模式生物为研究对象，斑马鱼作为生态毒理学研究常用的模式生物［31］，在EEDs内分泌干扰效应评价时也是首选。如利用斑马鱼研究PAEs类物质的发育毒性、评估雌激素内分泌干扰活性［32］；也有研究者利用斑马鱼研究化学物质对甲状腺激素分泌水平、卵巢组织形态的影响以评估其内分泌干扰效应［33-34］。 Molina 等［35］用斑马鱼研究 BPA暴露后对性腺的影响，以评估BPA的内分泌干扰效应，观察到组织病理学和性腺形态测定是评价斑马鱼暴露BPA后的敏感指标。研究化学物质是否干扰内分泌过程主要筛查手段是动物两代繁殖毒性测试及动物生命周期试验［36］。如多溴联苯醚（PBDEs）对鱼类两代繁殖试验阐明胚胎期暴露可改变几种关键的类固醇基因的表达来影响性激素的产生，影响配子参数，并对后代的繁殖成功产生不利影响［37］；斑马鱼全生命周期暴露于低浓度的四溴二苯醚 （BDE-47），对亲代及子代甲状腺、内分泌系统产生严重影响，表现为子代形态异常、甲状腺激素合成受影响，增加子代毒性敏感性［38］。

3.2 高通量检测技术 随着基因组学、转录组学、蛋白质组学、代谢组学技术在毒理学领域的应用与发展，EEDs的健康效应评价也应用到这些技术。其优点是通过高通量检测，可以一次性获得大规模生物学数据和信息，再通过大数据信息软件的挖掘、汇总和整理，可以深入了解健康效应的特点、阐明毒性机制。Hultman等［39］利用原代虹鳟鱼肝细胞和基因芯片技术，探讨ER激动剂17α-炔雌醇 （EE2）的分子作用模式，结果阐明了短期暴露于EE2后，原代鱼肝细胞的生物转化、ER介导的反应、脂质稳态、细胞生长和肿瘤／凋亡可能发生改变，通过一次实验研究观察到了EE2影响虹鳟鱼肝细胞中与雌激素相关的许多毒理学效应及调控途径。在毒理学基础数据库建立方面，也会用到毒理组学技术，如Richards等［40］利用高通量筛检和短序列组装技术，建立了沙丁鱼、日本鲭鱼和大菱鲆肝脏的全转录组数据库，为进一步比较基因组分析和生物标志物检测奠定了基础。化学物生物转化途径的多样性和双重性，决定了EEDs类物质生物效应的复杂性，如果能从代谢角度检测并分析某种化学物质体内中间产物种类、作用靶点、信号网络等，对于毒性机制探讨意义重大。Ortiz-Villanueva等［41］采用非靶向液相色谱-高分辨质谱 （LC-HRMS）代谢组学方法，研究BPA、PFOS和三丁基锡 （TBT）亚致死剂量对斑马鱼胚胎受精后48～120 h代谢谱的影响，检测到约50种TBT和BPA代谢物和25种PFOS代谢物的浓度变化；对相应代谢变化的分析表明，斑马鱼对BPA、TBT和PFOS有类似的潜在反应，影响甘油磷脂、氨基酸、嘌呤和2-氧羰基水杨酸的代谢。双酚S（BPS）作为BPA的替代品，也被广泛应用于工业生产和日常生活，其风险是否低于BPA？Huang等［42］采用基于质谱的代谢组学和定量蛋白质组学方法，研究了BPS对正常人乳腺上皮细胞MCF-10A的影响，发现共有200个蛋白发生显著改变，35种内源性代谢产物发生了显著变化；代谢产物和蛋白质的关联分析表明，三羧酸循环、嘌呤代谢、丙酮酸代谢和脂质代谢途径发生了变化，这些变化与维持细胞增殖和细胞信号转导相关，此项研究拓宽了我们对BPS作为BPA替代品的风险的认识。

3.3 分子对接技术 分子对接技术主要是通过受体的特征以及受体和药物分子之间的相互作用方式来进行药物设计的方法。由于计算机技术的发展，分子对接技术得到长足进步，该技术也由单纯的药物设计，逐步应用到小分子与大分子相互作用模式、生物大分子间识别、分子自组装、超分子结构等方面。根据EEDs类物质的结构和生物活性特点，其健康效应也可以用分子对接技术进行评价和预测。如利用分子对接和分子动力学模拟技术，研究BPA拮抗AR分子机制，结果表明，BPA能够与AR配体结合区进行有效结合，引起受体降解、抑制AR与其共伴侣热休克蛋白HSP90的解离，从而阻断二氢睾酮 （DHT）诱导的AR核移位［43］。有人注意到地表水系中碘造影剂（ICM） 含量较高 （约为3μg／L）， 而且在鱼脑和性腺中也能检测到。那么ICM是否会对生物体造成影响呢？通过对泛影酸、碘己醇、碘酰胺醇和碘普罗胺与核受体AR、ER等进行分子对接，发现与天然激素、甲状腺素和三碘甲状腺原氨酸相比，碘海醇与甲状腺素结合阈的结合更强，表明碘海醇可能是潜在的EEDs［44］。代谢组学技术与分子对接技术的结合，对内分泌干扰物的健康效应进行预测，具有广阔的应用前景。

4 展望

EEDs作为一类特殊化学污染物，其对健康的影响深远而广泛。随着环境介质中化学污染物种类的增多，潜在的EEDs类物质也会逐渐增多，暴露于这类物质的健康效应更不容忽视。非传染性慢性疾病如糖尿病、甲状腺疾病、乳腺癌等高发，与这类化学物的相关性仍是未解之谜，因此，如何高效、特异地识别环境介质中此类物质，则显得尤为重要。生物信息技术、计算机分析技术、高通量检测技术等在毒理学中的应用，促进了风险评价技术的发展，快速、经济、可靠的检测方法将给EEDs类物质筛查带来新的契机与方向。