北京女性尿液中雙酚A及氯代雙酚A的濃度和風險評價

陳 默,范湛藍,高 群,高福梅,牟 迪,胡建英（北京大學城市與環境學院,地表過程分析與模擬教育部重點實驗室,北京 100871）

北京女性尿液中雙酚A及氯代雙酚A的濃度和風險評價

陳 默,范湛藍,高 群,高福梅,牟 迪,胡建英*（北京大學城市與環境學院,地表過程分析與模擬教育部重點實驗室,北京 100871）

建立了有機相丹酰化衍生-UPLC-MS-MS人體尿液樣品中雙酚A（BPA）及4種氯代雙酚A（氯代BPA）的檢測方法,對北京地區40個女性尿液樣品進行了檢測.結果表明：BPA和一氯、二氯、三氯、四氯 BPA的檢出率分別為90%、96%、90%、52%和 45%；濃度分別為（1.30±1.24）,（0.40±0.37）,（0.41±0.51）,（0.18±1.49）,（0.46±0.35） ng/mL,4種氯代BPA的總濃度為1.45ng/mL,和BPA濃度相仿.4種氯代BPA的BPA等當量濃度為4.84ng/mL,是BPA濃度的2.2倍. 40個尿液樣本BPA等當量濃度符合對數正態分布,超過BPA的糖尿病發生閾值（0.05%發病風險）5.7ng/mL的概率為19.2%.人體暴露氯代BPA的健康風險應該引起重視.

氯代雙酚A；丹酰化衍生；攝入量；等當量；LC-MS-MS

雙酚A是一種典型內分泌干擾物,廣泛存在于各種環境介質中,在飲用水和人體中也都有檢出［1］.已有文獻證明,飲用水主要單元的氯消毒過程中BPA會轉化成各種氯代消毒副產物,并且一氯和二氯BPA的雌激素結合活性遠高于BPA［2］,最近在全國33個省會城市飲用水中檢出了這些氯代消毒副產物［3］,因此為了綜合評價BPA的健康風險,有必要展開該類物質的人群暴露評價.

最近有多篇論文報道了人群中氯代BPA的暴露水平.在法國21個母乳樣品中發現二氯雙酚A的檢出率高達 100%,其濃度水平（3.43ng/mL）甚至高于 BPA（1.87ng/mL）［4］.在婦女胎盤中一氯、二氯和三氯BPA的檢出率分別為51%、51%和49%,濃度范圍分別為5.1～21.4,12.7～58.8,4.0～31.2ng/g,高于 BPA濃度水平（5.7～22.2ng/g）［5］.婦女脂肪組織樣品中主要檢出了二氯 BPA （9.21ng/g）,平均濃度也高于 BPA（5.83ng/g）［6］.尿液樣品具有便于獲得、容易收集、適于大規模人群暴露調查的特點. BPA和氯代BPA都是親水性含有酚羥基物質,容易被二相酶代謝排泄,在尿液中具有較高濃度,對于這類物質,尿液是研究人群暴露量的理想生物樣品.已有多篇論文嘗試檢測人體尿液中氯代 BPA,其檢出率普遍較低（小于 20%）［7-9］,其主要原因之一可能是缺乏高靈敏度的檢測方法.

本研究以 BPA、Cl-BPA、Cl2-BPA、Cl3-BPA、Cl4-BPA為對象物質,建立了尿液中對象物質的有機相丹酰化衍生的高靈敏度檢測方法,并將其用于 40個北京婦女尿液中上述對象物質的檢測.計算了尿液樣品中 BPA的等當量濃度,并通過一個單室模型反演了總攝入量,評價了其健康風險.

1　材料與方法

1.1樣品的采集

本研究中的40個尿液樣品于2014年1月～2015年 2月采集于北京大學人民醫院門診部,前來體檢的志愿者尿液樣品（已征得知情同意）.研究表明,雙酚A與糖尿病、甲狀腺疾病、復發性流產等疾病存在相關性［10-12］.本研究的所有志愿者都沒有與BPA有關的職業暴露、無吸煙史、無糖尿病、甲狀腺疾病等代謝相關疾病、無高血壓、心臟病等心血管相關疾病.

用50mL玻璃小燒杯收集,后轉移入8mL棕色玻璃樣品瓶,由干冰保存運輸至實驗室,放入-20℃保存直至檢測.

1.2標準品

4種氯代 BPA的標準品由本實驗室合成［3］,所有標樣的純度都大于95%.物質結構式見圖1.

圖1　BPA及氯代BPA的結構Fig.4　Structures of BPA and chlorinated BPAs

1.3樣品前處理

尿液樣品解凍后立即取0.5mL混合均勻后的全尿,置于 8mL玻璃培養管中,加入 0.5ng BPA-d14內標,0.1mL 0.14mol/L的磷酸鹽緩沖液和 0.1mL的葡萄糖醛酸（β-glucuronidase）-硫酸（β-arylsuflatase）混合水解酶（Roche Diagnostics GmbH, Mannhein, Germany）后,置于37℃培養箱中水解反應3h.水解后取出玻璃管,加入0.5mL超純水和3mL叔丁基甲醚（MTBE）,振蕩10min后在3000r/min下離心5min,取上層有機溶液；重復萃取一次,兩次液液萃取的提取液混合后在微弱氮氣下吹干,用 1mL乙腈定容.添加 0.2mL的30mg/mL的丹磺酰氯（DNS）和4-（二甲氨基）吡啶（DMAP）混合溶液,充分振蕩混合后放入 65℃烘箱放置1h.反應結束后,加1mL超純水、3mL正己烷溶液,重復提取兩次.得到的有機層溶液通過6cm3,1g規格的Silica SPE小柱（Waters, USA）凈化,經5mL正己烷：二氯甲烷1：1（體積比）溶液淋洗,用5mL二氯甲烷：丙酮9：1（體積比）溶液洗脫,在微弱氮氣下吹干,最后加入0.5mL乙腈定容用于UPLC-MS-MS分析.

1.4儀器分析

表1　雙酚A及氯代雙酚A的選擇離子和質譜檢測參數Table 1　Multi-selected reaction monitoring （MRM）conditions for bisphenol A （BPA） and chlorinated BPA

用 ACQUITY UPLC超高效液相色譜儀（Waters, USA）對各目標物進行分離.液相色譜柱采用 ACQUITY UPLC BEH C18色譜柱（2.1mm×50mm×粒徑 1.7 μm）（Waters, USA）,流動相為乙腈和含 0.1%甲酸的純水,色譜柱溫度為 40℃,流速 0.3mL/min,進樣體積5μL.液相梯度洗脫條件：乙腈初始比例為 60%,在 0～0.5min內線性增加為 75%,從 0.5～6.5min線性增加為80%, 6.5～7min線性增加至95%,保持2min后, 在0.5min內線性增加到100%,保持2min后,立即回到初始流動相條件平衡 1.0min.所用質譜為 Quattro Premier XE 串聯四級桿質譜儀（Waters, USA）,采用正離子模式的 ESI離子源, 在MRM模式下對目標物進行檢測.質譜參數為：毛細管電壓3.5kV；源溫度120℃；脫溶劑氣溫度450℃；錐孔氣流量50L/h；脫溶劑氣流量800L/h. BPA及氯代 BPA的選擇離子和質譜檢測參數見表1.

1.5質量保證與質量控制（QA/QC）

本研究中對于樣品中目標物質的定性主要依據：（1）與標樣相比保留時間相差在2%以內；（2）與標樣相比,2個選擇離子峰面積之比相差在20%以內.目標物質的定量選用豐度最高及背景干擾最小的MRM選擇離子,同時用內標校正前處理和基質干擾引起的損失,并用以消除儀器波動的影響.由于雙酚A無處不在,為了消除過程空白,前處理過程中僅使用色譜純、農殘級的有機溶劑和在馬弗爐中450℃烘烤4h以上的玻璃器皿.為了評估空白和基質效應,每一組（10個）樣品跟隨1個過程空白、1個基質加標樣品作為質量控制.本研究通過向尿液樣品中加入 0.05,0.5, 2ng/mL 3個不同濃度水平的標樣,用以評估本實驗的回收率以及標準曲線的線性范圍.

2　結果與討論

2.1分析方法的優化

水相DNS衍生LC-MS-MS方法不僅僅具有高靈敏度,而且能克服 LC-MS-MS分析中常見的基質效應高的問題,該方法已經應用于環境水樣中雌激素類物質和飲用水中雙酚A及其氯代 BPA的方法的檢測［3,13］.本研究也嘗試該方法用于人體尿液樣品中BPA及氯代BPA的檢測,但是該方法分析人體尿液樣品時對于三氯、四氯雙酚A衍生效率較低,基質效應依然嚴重.因此本研究參考文獻［14］,采用有機相DNS+DMAP衍生LC-MS-MS檢測方法分析尿液中 BPA及氯代BPA.

尿液通過MTBE液液萃取,衍生后,Silica純化,用UPLC-MS-MS進行定量,對不同添加濃度下的回收率進行了評估（表3）.在低（0.05ng/mL）、中（0.5ng/mL）、高（2ng/mL）3種添加濃度下,BPA及其氯代BPA的回收率在62%～108%之間（n=3）,內標BPA-d14回收率分別為76%、80%和96%（表2）.表3同時比較了不衍生、水相DNS衍生、有機相DNS+DMAP衍生LC-MS-MS方法的檢出限（LOD）,發現BPA、一氯BPA和二氯BPA的有機相DNS+DMAP衍生靈敏度和水相DNS衍生相似；但是三氯、四氯 BPA的靈敏度相比水相DNA衍生提高了5倍.本研究的靈敏度高于文獻報道方法［8-9］,特別是一氯BPA和二氯BPA的檢測下線是文獻的1/100～1/9.5種目標物質的基質抑制率在1%～6%之間.

表2　雙酚A及其氯代衍生物的回收率及標準曲線參數Table 1　Recovery and standard curve parameters of bisphenol A and chlorinated BPAs

表3　目標物質未衍生和兩種衍生方法的檢出限和選擇離子比較Table 1　LOD and transition monitored m/z of nonderivatization and two different derivatization methods

2.2人體尿液樣品中BPA及其氯代物質濃度水平

本研究人體尿液中 BPA的檢出率為 90%,低于比利時（96.9%,n=66）、美國（94%,n=210）、日本（100%,n=48）和瑞典（100%,n=95）女性尿樣中BPA的檢出率［15-18］,但高于我國華東和華中地區女性（44%,n=503）［19］、和廣州、上海、哈爾濱的女性人群相同（90%,n=55）［20］.這可能與我國不同地區、同一地區不同人群的飲食習慣差異與飲水來源差異有關.

本研究人體尿液中 BPA的平均濃度為（1.30±1.24） ng/mL（幾何均值：0.84ng/mL, ＜MDL～5.32ng/mL）,和美國（幾何均值：1.12ng/mL, ＜MDL～5.18ng/mL）相近,比日本（1.2ng/mL, 0.2～19.1ng/mL）、比利時（幾何均值：2.40ng/mL, ＜MDL～23.40ng/mL）,瑞典（幾何均值：1.31ng/ mL）［15-18］和廣州、上海、哈爾濱（幾何均值：1.00ng/mL,0.57～1.36ng/mL）［20］女性尿液中 BPA的水平低,但是高于我國華東和華中地區的女性（幾何均值：0.58ng/mL）［19］.

北京人體尿液中都檢出了 4種氯代 BPA,其典型的色譜圖如圖2.二氯BPA的檢出率最高, 為 96%,其次是一氯 BPA（90%）、四氯BPA（52%）、三氯BPA（45%）.目前僅有4篇文獻報道了尿液中氯代BPA的濃度水平.法國10個尿液樣品中一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA和四氯BPA的檢出率分別為30%、20%、30%、30%［8］.美國人體尿液（n=31）中一氯 BPA、二氯BPA和三氯 BPA的檢出率分別為 16.1%、19.4%、19.4%（四氯BPA未研究）［7］.另一美國人群（n=224）尿液中一氯BPA的檢出率為90%（二氯BPA、三氯BPA、四氯BPA未研究）［21］.西班牙的20個成人尿液中沒有檢出氯代BPA［9］.本研究的一氯、二氯、三氯、四氯BPA的檢出率均高于上述文獻報道,這個可能和本研究開發方法的檢出限有關.

圖2　尿液樣品中目標物質的典型色譜圖Fig.4　Chromatograms of target substances in urine samples

本研究尿液樣品中一氯BPA、二氯BPA、三氯 BPA和四氯 BPA的濃度水平分別為（0.40±0.37） ng/mL（＜MDL～1.70ng/mL,幾何均值0.01ng/mL）、（0.41±0.51） ng/mL（＜MDL～2.60ng/ mL,幾何均值=0.01ng/mL）、（0.18±1.49） ng/mL（＜MDL～1.95ng/mL,幾何均值 0.01ng/mL）、（0.46±0.35）ng/mL（＜MDL～1.72ng/mL,幾何均值0.04ng/mL）,4種氯代物質的總濃度為1.45ng/mL,略高于BPA的濃度水平,低于美國人群（n=31）尿液中一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA的濃度水平（幾何均值分別為 0.049,0.055, 0.047ng/mL,未研究四氯 BPA）［7］,但是略高于美國的另一個研究中報道的人群（n=224）尿液中一氯BPA的平均濃度（0.083ng/mL,未研究其他氯代 BPA）［21］和法國人群（n=10）尿液中四種氯代BPA的濃度水平（一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA、四氯BPA的平均濃度分別為0.06,0.02, 0.21,0.09ng/mL）［8］.

研究發現,氯代 BPA廣泛存在于我國主要省會城市的飲用水中［3］,一氯 BPA和二氯 BPA的檢出率接近100%,三氯、四氯BPA檢出率分別為60%和50%,這與尿液中三氯、四氯BPA檢出率低于一氯、二氯 BPA的趨勢相似.一氯和二氯 BPA在尿液和飲用水中均為氯代BPA最主要的組成形式（圖 3）,說明飲用水可能是氯代BPA的來源之一.但是尿液中氯代BPA的組成比例顯著大于飲用水,氯代 BPA可能有其他暴露途徑.四氯 BPA的檢出率和濃度水平高于三氯BPA.四種氯代BPA中,只有四氯BPA是工業產品,主要作為阻燃劑添加于環氧樹脂、酚醛樹脂中,有可能通過各種途徑進入環境,從而可能導致了人體尿液中四氯 BPA的暴露量高于飲用水中的貢獻.

研究發現,一氯、二氯BPA的雌激素活性要高于BPA本身,4種氯代BPA的雌激素活性分別為BPA的7.40、4.19、0.58、0.11倍［3］由此計算出尿液樣品的BPA等當量濃度為6.14ng/mL,約為尿液中 BPA和 4種氯代 BPA的濃度總和（2.75ng/mL）的2.2倍（圖4）.經SPSS（v18.0）軟件中的 Shapiro-Wilk檢驗,得到本研究的40個尿液BPA等當量濃度服從對數正態分布,幾何均值2.67ng/mL,幾何標準差為2.38ng/mL,分布函數如式（1）所示：

式中： x表示尿液BPA等當量濃度.

圖3　40個人體尿液樣品中BPA及氯代BPA的濃度水平及比例Fig.4　Concentrations and proportion of Bisphenol A and chlorinated analogues in 40 human urine samples

氯代BPA在尿液中的高檢出率、高總濃度和高等當量濃度表明氯代BPA比BPA可能具有更大的健康風險,應引起重視.

圖4　尿液濃度（A）和BPA等當量濃度（B）比較Fig.4　Comparison of urine concentration （A） with toxic equivalent quantity （TEQBPA） in urine （B）

2.3BPA及氯代BPA的健康風險評價

在人體中,經口攝入的 BPA絕大部分會在24h內由肝臟代謝成葡萄糖醛酸結合態和硫酸結合態,并經過尿液排出體外.經口攝入是人體暴露BPA的最主要暴露途徑,占總暴露量的90%以上［22］.因此可以建立一個簡化的單室模型（式 1）,用式（2）從尿液BPA含量反演計算人體BPA日攝入劑量（EDI,μg/（kg?d））：

式中：Cu為尿液中 BPA類物質的濃度（μg/L）,Vu為每日排尿量（L/d）,W為體重（kg）.參考國際放射性保護委員會（ICRP）的數據,女性平均每天的排尿量為1.2L/d［23］.參考《中國人群暴露參數手冊》的數據,中國成年女性平均體重為56.8kg［24］.假定氯代BPA在人體內的代謝行為和BPA相同,根據尿液中氯代BPA總濃度和等當量濃度的比例關系,計算出 BPA等當量的 EDI為 0.125μg/ （kg?d）.

已有報道的BPA毒性終點包括體重減少、子宮和子代重量減少、影響子代神經系統發育等［25-27］.其中,美國EPA、FDA等多家機構將體重減少作為毒性終點,其NOEAL值為5mg/（kg?d）,并根據公式（3）計算得到日允許攝入量（TDI, mg/（kg?d））為50μg/（kg?d）［28-29］：

式中：UF為不確定系數,包含 10倍種間差和10倍的個體差異.北京婦女中的BPA等當量攝入量遠低于TDI值,超過TDI值的概率＜0.01%,處于較低的風險水平.

除了體重減少之外,美國國家毒理學項目組（NTP）專家組2012年提出了人體BPA暴露可能引起糖尿病發生［30］.許多動物實驗研究也表明,BPA通過干擾胰島素耐受性、損壞血糖穩態和胰島細胞功能等而誘發糖尿病的發生［31-33］.另有研究發現BPA暴露能夠造成小鼠脂肪細胞糖轉運功能異常,從而間接增加患糖尿病風險［34］.2008年Lang等［35］基于包括1455個樣本的橫斷面研究,發現了尿液BPA濃度與糖尿病的發生具有顯著相關關系.Silver等［36］利用同樣的樣本庫,將樣本量增加到4389例,建立了尿液中BPA濃度與糖尿病發生率之間的劑量效應關系（表4）.

表4　文獻中BPA尿液濃度與糖尿病的關系［36］Table 1　Relationship between urine BPA level and diabetes

本研究采用了該文獻［36］中所建立的劑量效應關系（表4）.借鑒二噁英等物質對劑量區間的處理方法［37］,本研究取表4中尿液BPA區間濃度的平均值,和最高濃度的2倍,作為劑量（表4）.在此基礎上,利用 USEPA的 Benchmark軟件（BMDS V2.4）對糖尿病發生為終點的尿液 BPA BMDL5（發病風險增加 0.05%對應的濃度）進行了計算.并在計算過程中嘗試采用了 Logistic、Probit和Quantal-Linear 3種模型進行擬合,結果表明Quantal-linear模型擬合效果最好, BMDL5為5.7ng/mL.本研究40個尿液樣本BPA等當量濃度符合對數正態分布,頻率分布如圖5所示：

圖5　北京40個女性尿液BPA等當量濃度的頻率分布Fig.4　Distribution of toxic equivalent quantity （TEQBPA）in 40 urine samples

利用尿液BPA等當量濃度的頻率分布,可得到本研究中北京人體樣品尿液BPA等當量濃度超過5.7ng/mL的概率為19.2%,說明目前的暴露BPA存在一定的糖尿病風險.

3　結論

3.1建立了人體尿液樣品中 BPA及四種氯代BPA的有機相丹酰化衍生-UPLC-MS-MS檢測方法,其方法回收率為 62%～108%,檢出限為0.001～0.03ng/mL.

3.240個北京地區女性尿液樣品中的一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA和四氯BPA的總濃度水平和BPA的濃度水平相仿.4種氯代BPA的BPA等當量濃度是BPA濃度的2.2倍.

3.3尿液樣品的BPA等當量濃度為6.14ng/mL,本研究人體樣品中有超過了BPA的糖尿病發生的閾值（0.05%發病風險）的概率為19.2%.

［1］ Chapin R E, Adams J, Boekelheide K, et al. NTP-CERHR expert panel report on the reproductive and developmental toxicity of bisphenol A ［J］. Birth Defects Research Part B-Developmental and Reproductive Toxicology, 2008,83（3）：157-179.

［2］ Hu J Y, Aizawa T, Ookubo S. Products of aqueous chlorination of bisphenol A and their estrogenic activity ［J］. Environmental Science and Technology, 2002,36（9）：1980-1987.

［3］ Fan Z L, Hu J Y, An W, et al. Detection and occurrence of chlorinated byproducts of bisphenol A, nonylphenol, and estrogens in drinking water of China： comparison to the parent compounds ［J］. Environmental Science and Technology, 2013, 47（19）：10841-10850.

［4］ Migeot V, Dupuis A, Cariot A, et al. Bisphenol A and its chlorinated derivatives in human colostrum ［J］. Environmental Science and Technology, 2013,47（23）：13791-13797.

［5］ Jimenez-Diaz I, Zafra-Gomez A, Ballesteros O, et al. Determination of bisphenol A and its chlorinated derivatives in placental tissue samples by liquid chromatography-tandem mass spectrometry ［J］. Journal of Chromatography B-Analytical Technologies in the Biomedical and Life Sciences, 2010, 878（32）：3363-3369.

［6］ Fernandez M F, Arrebola J P, Taoufiki J, et al. Bisphenol-A and chlorinated derivatives in adipose tissue of women ［J］. Reproductive Toxicology, 2007,24（2）：259-264.

［7］ Liao C Y, Kannan K. Determination of free and conjugated forms of bisphenol A in human urine and serum by liquid chromatography-tandem mass spectrometry ［J］. Environmental Science and Technology, 2012,46（9）：5003-5009.

［8］ Venisse N, Grignon C, Brunet B, et al. Reliable quantification of bisphenol A and its chlorinated derivatives in human urine using UPLC-MS/MS method ［J］. Talanta, 2014,125：284-292.

［9］ Vela-Soria F, Ballesteros O, Zafra-Gomez A, et al. UHPLCMS/MS method for the determination of bisphenol A and its chlorinated derivatives, bisphenol S, parabens, and benzophenones in human urine samples ［J］. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2014,406（15）：3773-3785.

［10］ Shankar A, Teppala S. Relationship between urinary bisphenol A levels and diabetes mellitus ［J］. Journal of Clinical Endocrinology and Metabolis, 2011,96（12）：3822-3826.

［11］ Wang T G, Lu J L, Xu M, et al. Urinary bisphenol A concentration and thyroid function in Chinese adults ［J］. Epidemiology, 2013,24（2）：295-302.

［12］ Sugiura-Ogasawara M, Ozaki Y, Sonta SI, et al. Exposure to bisphenol A is associated with recurrent miscarriage ［J］. Human Reproduction, 2005,20（8）：2325-2329.

［13］ 吳世閩,賈 璦,彭 輝,等.遼東灣海水中甾體雌激素的檢測及生態風險評價 ［J］. 中國環境科學, 2011,31（11）：1904-1909.

［14］ Peng H, Hu K, Zhao F, et al. Derivatization method for sensitive determination of fluorotelomer alcohols in sediment by liquid chromatography-electrospray tandem mass spectrometry ［J］. Journal of Chromatography A, 2013,1288：48-53.

［15］ Pirard C, Sagot C, Deville M, et al. Urinary levels of bisphenol A, triclosan and 4-nonylphenol in a general Belgian population ［J］. Environment International, 2012,48：78-83.

［16］ Calafat A M, Kuklenyik Z, Reidy J A, et al. Urinary concentrations of bisphenol A and 4-nonylphenol in a human reference population ［J］. Environmental Health Perspectives, 2005,113（4）：391-395.

［17］ Ouchi K, Watanabe S. Measurement of bisphenol A in human urine using liquid chromatography with multi-channel coulometric electrochemical detection ［J］. Journal of Chromatography B-Analytical Technologies in the Biomedical and Life Sciences, 2002,780（2）：365-370.

［18］ Larsson K, Bjorklund K L, Palm B, et al. Exposure determinants of phthalates, parabens, bisphenol A and triclosan in Swedish mothers and their children ［J］. Environment International, 2014,73：323-333.

［19］ He Y H, Miao M H, Herrinton L J, et al. Bisphenol A levels in blood and urine in a Chinese population and the personal factors affecting the levels ［J］. Environmental Research, 2009,109（5）：629-633.

［20］ Zhang Z F, Alomirah H, Cho H S, et al. Urinary bisphenol A concentrations and their implications for human exposure inseveral asian countries ［J］. Environmental Science and Technology, 2011,45（16）：7044-7050.

［21］ Kalyvas H, Andra S S, Charisiadis P, et al. Influence of household cleaning practices on the magnitude and variability of urinary monochlorinated bisphenol A ［J］. The Science of the Total Environment, 2014,490：254-261.

［22］ Volkel W, Colnot T, Csanady G A, et al. Metabolism and kinetics of bisphenol a in humans at low doses following oral administration ［J］. Chemical Research in Toxicology, 2002,15（10）：1281-1287.

［23］ Valentin J. Basic anatomical and physiological data for use in radiological protection： reference values ［J］. Annals of the ICRP, 2002,32（3-4）：i-xi, 1-265.

［24］ 段小麗,王利敏,姜 勇,等.中國人群暴露參數手冊（成人卷） ［M］.北京：中國環境出版社, 2013.

［25］ National Toxicology P. Carcinogenesis bioassay of bisphenol A （CAS No. 80-05-7） in F344Rats and B6C3F1mice （feed study）［R］. National Toxicology Program Technical Report Series, 1982,215：1.

［26］ Markey C M, Luque E H, de Toro M M, et al. In utero exposure to bisphenol a alters the development and tissue organization of the mouse mammary gland ［J］. Biology of Reproduction, 2001, 65（4）：1215-1223.

［27］ Talsness C, Fialkowski O, Gericke C, et al. The effects of low and high doses of bisphenol A on the reproductive system of female and male rat offspring ［J］. Congenital Anomalies, 2000,40 （Supplement）：S94-S107.

［28］ 胡建英,安 偉,曹紅斌,等.化學物質的風險評價 ［M］. 北京：科學出版社, 2010.

［29］ 范湛藍.雙酚 A、壬基酚、雌激素及其氯代物質在自來水和人體樣品中的濃度調查與健康風險評價 ［D］. 北京：北京大學, 2012.

［30］ Thayer KA, Heindel JJ, Bucher JR, et al. Role of environmental chemicals in diabetes and obesity： a National Toxicology Program workshop review ［J］. Environmental Health Perspective, 2012, 120（6）：779-789.

［31］ Nadal A, Alonso-Magdalena P, Soriano S, et al. The role of oestrogens in the adaptation of islets to insulin resistance ［J］. The Journal of Physiology, 2009,587（21）：5031-5037.

［32］ Alonso-Magdalena P, Vieira E, Soriano S, et al. Bisphenol A exposure during pregnancy disrupts glucose homeostasis in mothers and adult male offspring ［J］. Environmental Health Perspectives, 2010,118（9）：1243-1250.

［33］ Alonso-Magdalena P, Morimoto S, Ripoll C, et al. The estrogenic effect of bisphenol A disrupts pancreatic β-cell function in vivo and induces insulin resistance ［J］. Environmental Health perspectives, 2006,106-112.

［34］ Sakurai K, Kawazuma M, Adachi T, et al. Bisphenol A affects glucose transport in mouse 3T3-F442A adipocytes ［J］. British Journal of Pharmacology, 2004,141（2）：209-214.

［35］ Lang I A, Galloway T S, Scarlett A, et al. Association of urinary bisphenol A concentration with medical disorders and laboratory abnormalities in adults ［J］. JAMA，2008,300（11）：1303-1310.

［36］ Silver M K, O'Neill M S, Sowers M R, et al. Urinary bisphenol A and type-2diabetes in US adults： data from NHANES 2003-2008 ［J］. PLoS One. 2011,6（10）：e26868.

［37］ Crump K S, Canady R, Kogevinas M. Meta-analysis of dioxin cancer dose response for three occupational cohorts ［J］. Environmental Health Perspectives, 2003,111（5）：681-687.

Levels and risk assessment of bisphenol A and chlorinated BPAs in urine samples of Beijing women.

CHEN Mo, FAN Zhan-lan, GAO Qun, GAO Fu-mei, MU Di, HU Jian-ying*（College of Urban and Environmental Sciences, Peking University, Beijing 100871, China）.

China Environmental Science, 2015,35（9）：2853～2860

A derivatization UPLC-MS-MS method was used to analyze bisphenol A （BPA） and its chlorinated derivatives, including monochloro-BPA, dichloro-BPA, tricholro-BPA, and tetrachloro-BPA, in 40urine samples of Beijing women. The detection frequencies of BPA, monochloro-BPA, dichloro-BPA, tricholro-BPA, and tetrachloro-BPA were 90%, 96%, 90%, 52%, and 45% with average concentrations of （1.30±1.24）, （0.40±0.37）, （0.41±0.51）, （0.18±1.49）, （0.46±0.35）ng/mL, respectively. While the total concentration of four chlorinated BPA was 1.45ng/mL, which was similar with that of BPA in urine, their BPA toxic equivalent quantity （TEQBaP） in urine was calculated to be 4.84ng/mL, which was 2.2 fold higher than that of BPA. The TEQBPAconcentration was log-normally distributed, and the probability higher than Benchmark Dose （BMDL0.05）, corresponding to the increasing risk of diabetes by 0.05% due to exposure to BPA, was 19.2%. Our results indicated that chlorinated BPA might pose a relatively high risk.

chlorinated BPA；DNS derivatization；daily intake estimates （EDI）；toxic equivalent quantity （TEQ）；LC-MS-MS

X503.1

A

1000-6923（2015）09-2853-08

2015-02-08

水體污染控制與治理科技重大專項（2014ZX07405001）

*責任作者, 教授, hujy@urban.pku.edu.cn

陳 默（1990-）,男,安徽懷遠人,北京大學城市與環境學院碩士研究生,主要從事環境和人體中雙酚A類物質的行為研究.