水中痕量污染物雌激素的內分泌干擾活性評價

周 鴻 ，樊建軍 ，王占生

（1.廣州大學土木工程學院市政工程系，廣東廣州 510006；2.廣州大學珠江三角洲水質安全與保護省部共建教育部重點實驗室，廣東廣州 510006；3.清華大學環境學院，北京 100084）

“雌激素”是天然雌激素和合成性雌激素的總稱。天然雌激素包括雌性生物體分泌的雌酮（Estrone，E1）、雌二醇（Estradiol，E2）、雌三醇（Estriol，E3）等，合成性雌激素主要用于治療懷孕女性早期流產、更年期障礙、骨質疏松癥、卵巢機能失調等，并且是避孕藥的主要成分，如己烯雌酚（Diethylstilbestrol，DES）、炔雌醇甲醚（mestranol，MeEE2）和炔雌醇（EE2）等[1-3]。

1 水體中常見的雌激素種類和含量

由于水體的稀釋作用，水環境中雌激素的濃度多為ng／L水平[4-7]。例如，意大利、荷蘭、德國、加拿大等國家的污水廠出水中，E2變化范圍是＜0.1～64 ng／L，EE2 的濃度為 15～42 ng／L，E3 最高可達82 ng／L，E1最高濃度為70 ng／L。加拿大和德國15條河流中僅檢出E1，最高濃度僅為 1.6 ng／L；意大利羅馬 Tiber河水中檢出 E1、E2、E3、EE2四種雌激素，濃度為 0.04 ng／L（E2）～1.5 ng／L（E1）。日本國土交通省1998年～1999年的水質調查發現，未經處理的生活污水中人體雌激素含量高達150 ng／L，經處理后，可減少為7.3 ng／L，但是這個問題仍然不可忽視[8-9]。

我國有關水質調查結果表明[10]，錢塘江流域的8個采樣點中，有7個檢測出了EE2，其濃度范圍在1.17～ 3.35 ng／L 之間，1 個采樣點檢測出 E2，濃度為0.32 ng／L；太湖梅梁灣三個不同采樣點均檢出了E2和 EE2，濃度為 1.6～15.5 ng／L 和 5.7～30.8 ng／L[11]。青島海泊河水中的溶解態 E3、E2、E1、EE2的濃度分別高達 56.6，31，97 ng ／L 和 70 ng ／L[12]；2006 年對松花江中13種內分泌干擾物的初步調查結果表明，哈爾濱段江水中檢出的5種雌激素E1、E2、E3、EE2、DES 的濃度分別為 28～65，15～29，10～66，9～13，3～6 ng／L，濃度普遍較高[13,14]。

2 水體中雌激素的來源及性質

2.1 來源

水體中雌激素的來源主要有兩個：人體排出物和其它動物或牲畜的排泄。據統計，正常代謝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達到3 mg（以E3為主）。有報告表明，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；與自由態雌激素相比，這些衍生物的極性和親水性較強，且雌激素活性明顯較低；人的糞便中則主要含有自由態的雌激素[9]。

表1 人體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所示為人體每天排出的雌激素量[18]，雖然由于人種、遺傳、生活環境等多種因素的影響，東西方可能存在一定差異，但可以假定在同一數量級上。2010年全國第六次人口普查時，我國總人口數為13.7 億，其中，女性為 65 287 萬人，占 48.73%[19]。根據2001年抽樣調查不同年齡段人口調查結果[20]和1999～2000年我國每年出生的人口數（約為1600～1900萬），估算一下每年我國人口可能排出的天然雌激素量約為 115 185.14 g／d，其中，E1、E2、E3濃度分別為 15 415.07，6 696.68 g／d 和 93 073.39 g／d，所占比例分別為 13.34%，5.85%和 80.81%，以雌三醇為主。

有研究表明，服用避孕藥的女性每天排出的EE2約為30～35 μg[18]。我國是避孕藥生產量和銷售量較大的國家；若人數按20～50歲成年女性（除孕婦外）的1／100計，我國人口每天可能排出的EE2約為53 471 kg。

環境中雌激素的另一個主要來源是動物或牲畜的排泄：動物或牲畜每天會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發育或生長，其中一部分會由排泄途徑進入環境。

2.2 常見雌激素的性質

表2列出六種常見雌激素的基本物化性質[18,21,22]，天然雌激素和合成性雌激素各三種。從表中可以看出，合成雌激素炔雌醇和炔雌醚的溶解度分別為 4.8 mg／L 和 0.3 mg／L，遠低于三種天然雌激素（13 mg／L），均屬于疏水性有機物。除DES以外的五種雌激素蒸汽壓都很低，在 6.7×10-15～2.3×10-10mmHg之間，其中，雌三醇的蒸汽壓最低。

表2 常見雌激素的基本物化性質Tab.2 Basic Physicochemical Natures of Common Estrogens

可以根據蒸汽壓、分子量和在水中的溶解度計算亨利常數[23]，公式為：

根據該式計算五種雌激素的亨利常數，得到的結果列于表3。從表中可以看出，除炔雌醚外，其它四種雌激素的亨利常數均低于 1.0×10-10atm·m3／mol，所以它們都是低揮發性有機物。炔雌醚的亨利常數為 1.02×10-9atm·m3／mol，接近界限值，揮發性雖然高于其它四種雌激素，但是揮發性也較低。

3 雌激素在環境中的遷移變化及水處理效率

3.1 雌激素在環境中的遷移變化

根據以上所述雌激素的物化性質，可以知道，雌激素進入環境后，由于其高疏水性和低揮發性，液相中雌激素濃度降低的主要途徑是土壤或沉積物的吸附，土壤有機碳吸附常數Koc和半衰期也列在表3中[24-26]。Lai等人研究表明，這5種雌激素在土壤或河流沉積物上的吸附過程均符合經典的Freundlich模型。已有研究表明，E2或EE2的濃度為0.5 ng／L時即可能在指示生物體顯示出雌激素作用，幾個ng／L的雌激素就有可能對魚類的繁殖形成障礙[27]。

除了吸附于土壤或其它沉積物以外，雌激素在環境中的另一個主要遷移途徑就是降解。當雌激素存在于人體或動物體中，其主要在生物體的肝臟內發生變化，包括氧化、羥基化、脫羥基化或甲基化作用等，然后與葡糖醛酸或硫酸鹽發生共軛作用[28]。

表3 五種雌激素的亨利常數、吸附常數和半衰期Tab.3 Henry Constants,Adsorption Constants and Half-Life Period of Five Kinds Estrogens

3.2 水處理工藝對雌激素的影響

雌激素可能由于污染地表水或地下水源而進入給水處理廠，也會隨生活污水或其它途徑進入污水處理廠。有研究表明，Biwa湖水經過氯化后，內分泌干擾作用增加了2.3倍，說明氯化作用會增加內分泌干擾性[29]。常規污水處理工藝，尤其是生物處理單元能有效地去除水中的內分泌干擾物及其前體物，如雌二醇、炔雌醇、雌酮和壬基酚聚氧乙烯醚（nonylphenol polyethoxylates ，NPEOs）等[30-37]。

對不同地區水廠的給水處理工藝中雌激素類物質的變化研究表明[15-17]，常規水處理工藝對這類物質的去除率不高。生物陶粒單元在控制飲用水有機物種類和減少毒性物質方面有優越性，例如，生物處理單元對官廳水系特有污染物質阿特拉津具有一定的去除能力[38]。近年來，有研究表明，常規給水工藝對松花江水源水中的雌激素活性物質具有一定的去除率，其中，以混凝沉淀工藝的去除效果最為穩定,而砂濾與氯消毒工藝對其去除效果不穩定[39]。酵母雙雜交試驗顯示，壬基酚（nonylphenol，NP）經過氯消毒產生的混合物具有雌激素抑制作用[40]；雙酚A在氯消毒過程中會反應消失，但是其消毒副產物的內分泌干擾作用遠遠大于雙酚A本身的作用。

4 內分泌干擾物雌激素強度評價方法

4.1 不同雌激素強度評價方法

采用生物檢測方法可快速測定或篩選內分泌干擾物，并確定其內分泌干擾活性。與儀器分析相比，生物檢測法主要有活體外試驗（in vitro）和活體內試驗（in vivo）兩種，具有相對經濟、前處理不復雜、靈敏度高的優點[41]。活體外試驗包括雌激素受體（estrogen receptor，ER）試驗和雄激素受體（androgen receptor，AR）試驗，其中，兩種應用較多的雌激素受體試驗方法是ER復寫活性化試驗（MVLN法）和ER轉錄活性化試驗（酵母法）。其中，MVLN法是應用ER陽性的人乳腺癌細胞株MCF-7建立的一種穩定轉染的細胞株，能夠表達激素受體蛋白。體外試驗具有靈敏、經濟、快速等優點，能提供有關作用機理方面的信息，但觀察不到EDCs對體內代謝、相互作用及生物蓄積效應等的影響。一般將體外試驗作為環境雌激素的初步評價方法，最終確定是否具有雌激素活性須進行體內試驗[42]。

4.2 水體內分泌干擾物雌激素強度評價實例

不同內分泌干擾物的雌激素強度不同，一般以E2的雌激素強度為1.0，其它物質與E2相比較，即可得出相對雌激素強度。表4所示為采用生物檢測法得出的幾種常見物質的相對雌激素強度[43,44]。從表中可以看出，雌酮的雌激素強度為E2的1%，雌三醇的雌激素強度不到E2的10%；合成性雌激素EE2和DES的雌激素強度則高于E2，是E2的1.25倍。人工合成物雙酚A的雌激素強度為E2的0.27%；4-壬基酚的雌激素強度是雙酚A的20倍。可見，合成性雌激素內分泌干擾性最強。

采用MVLN細胞進行雌激素活性測定時，一般以17β-雌二醇為標準物計算待測物質的熒光素酶相對活性，公式如下所示[43]。

熒光素酶相對活性（%）=（Lt-Lc）／（LE-Lc）×100%

式中：LE——17β-雌二醇濃度為1.0×10-9M時的相對光照度值（Relative light units，RLU）；

Lc——某種特殊細胞溶菌液的RLU值；

Lt——某待測物質或溶液的RLU值。

表4 不同物質的雌激素活性評價Tab.4 Evaluation of Estrogen Activity on Different Substances

其中，RLU用照度計測定，然后可根據上式計算待測物質或溶液的熒光素酶相對活性，該物質的雌激素活性則為熒光素酶相對活性與相對雌激素強度（待測物質或溶液濃度與標準物濃度的比值）的乘積。

表5 錢塘江水中三種內分泌干擾物的雌激素活性比較Tab.5 Comparation of Estrogen Activity of Three Kinds EDCs in Qiantang River

以錢塘江某水樣測定結果為例[10,44]，計算同一水樣中不同內分泌干擾物的雌激素活性。水樣中檢出了雙酚A、EE2和E2三種內分泌干擾物，各自的濃度及其內分泌干擾活性如表5所示。水樣中EE2的雌激素作用占92.2%，雙酚A雖然濃度最高，其雌激素作用僅占0.048%，E2占7.76%。這說明濃度較高、相對雌激素強度較低的物質雌激素作用遠低于濃度較低但相對雌激素強度較大的物質。

5 結論

綜上所述，我國水環境中的雌激素污染狀況成為值得重視的問題之一，還有研究者提出將雌激素活性作為飲用水水質指標之一[45]。因此，根據雌激素的主要物化性質研究在水環境及水工藝流程中的雌激素遷移變化規律，盡可能降低雌激素污染風險，是當前給排水處理工作者的主要任務之一。

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