水源水雄激素受體干擾效應及在水處理工藝中的變化

姜巍巍，言野，李娜，馬梅,*，王子健，劉茵

1. 上海城市水資源開發利用國家工程中心有限公司，上海 200082 2. 中國科學院生態環境研究中心，北京 100085

?

水源水雄激素受體干擾效應及在水處理工藝中的變化

姜巍巍1,2，言野2，李娜2，馬梅2,*，王子健2，劉茵1

1. 上海城市水資源開發利用國家工程中心有限公司，上海 200082 2. 中國科學院生態環境研究中心，北京 100085

我國很多飲用水源水已檢測出雌激素受體干擾效應，但是其他效應如雄激素受體干擾效應卻罕見報道。為了彌補這方面資料的缺乏，應用雄激素受體雙雜交酵母結合S9代謝方法評價了我國6大流域23個水源地水源水以及3個供水廠不同工藝出水樣品的雄激素受體干擾效應。結果顯示，所有水源水樣品濃縮液均沒有檢測出雄激素受體直接或間接誘導效應，但都觀察到了抑制效應，抑制效應以抑制劑氟他胺當量濃度進行表征：直接抑制效應在0.67～3.68 μg·L-1之間，間接抑制效應在0.52～3.02 μg·L-1之間；長江三角洲和淮河流域水源地的水源水雄激素抑制效應明顯高于其他流域；經S9代謝后，有16個水源地的氟他胺當量比代謝前降低。3個飲用水廠處理工藝能夠使源水的雄激素受體抑制效應降低19.1%～70.5%。研究表明，我國水源水中普遍含有雄激素受體干擾效應物質，目前水廠常規處理工藝對雄激素受體干擾效應有一定的去除效果，但不能完全去除。雄激素受體雙雜交酵母測試能夠快速、綜合地對水體中的雄激素受體干擾效應進行評價，是飲用水安全評價的重要補充手段。

水源水；雄激素受體；酵母測試；生物毒性測試；飲用水

Received 9 June 2015 accepted 14 March 2016

飲用水安全問題關系到人民群眾的身體健康和社會穩定，也是我國公共衛生安全體系的重要組成部分。隨著我國經濟的迅速發展，工農業生產廢水和生活污水將大量污染物帶入河流和湖泊。飲用水安全形勢非常嚴峻，飲用水水源水(簡稱水源水)安全問題越來越突出。在這些環境污染物中，環境內分泌干擾物因其能夠引起人和野生動物的生殖生理健康，已經得到了廣泛的重視[1]。

目前對于環境內分泌干擾物的評價方法主要有化學分析和生物毒性測試兩大類。化學分析方法因其檢測限低、重復性好、能夠對痕量物質進行定量，已經被證明是檢測環境內分泌干擾物的有效方法[2]。例如本文作者利用氣相色譜-質譜方法發現內源性雌激素雌二醇，外源性雌激素乙炔基雌二醇，以及雙酚A等多種內分泌干擾物在我國的水源水體中廣泛存在[3]。然而由于內分泌干擾物種類繁多，化學分析不能窮究環境樣品中的所有具有內分泌干擾效應的污染物[4]，而且僅由環境內分泌干擾物的濃度并不能得知其毒性效應的強弱。再次，化學分析方法對儀器的依賴度較高，耗時耗力。近年來發展出的離體生物毒性測試方法，通過測定樣品的整體內分泌干擾效應而無需知道樣品的詳細化合物組成，且操作簡單、快速、經濟和高效的優點，已經成為化學分析方法的重要補充[5]。通過離體生物毒性測試方法測試樣品的總體內分泌干擾效應，通過化學分析方法分析樣品中已知內分泌干擾物的濃度，再結合各內分泌干擾物的效應強度因子，可甄別出主要的內分泌干擾效應物質[3]。

在環境內分泌干擾物中，對雌激素受體干擾物質的研究最多。很多環境污染物被證實具有雌激素受體干擾效應，它們通過作用雌激素受體發揮干擾作用。現有文獻已經證明內分泌干擾物亦能夠干擾生物體內的雄激素受體，能夠引起多種疾病如肌肉萎縮癥等[6]。滴滴涕、雙酚A、硫丹、滅蟻靈、多環芳烴和多氯聯苯類等諸多常見環境污染物都能夠通過作用雄激素受體給人和生物體帶來健康和生態風險[7-9]。

本研究采用的重組雙雜交雄激素受體基因和Lac Z報道基因酵母評價環境內分泌干擾物的方法，檢測了全國23個水源地水源水以及不同水處理工藝出水樣品的雄激素受體干擾效應的情況，為評價飲用內分泌干擾物對人體健康的影響提供了一定的基礎數據，填補了目前我國飲用水水源缺乏雄激素受體干擾效應的空白。

1 材料與方法 (Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

儀器：酶標儀(GENios，Tecan)，分光光度計(UV-2000，Unico)，恒溫96孔平板搖床(Incubator 1000，Heidolph)，恒溫空氣浴振蕩搖床(HZQ-F160)和百級超凈工作臺(BCN-1360)均為哈東聯公司產品，固相萃取裝置(Visiprep DL SPE，Supelco)，旋轉蒸發儀(Vac V-500/ Rotavapor R-200/Heating Bath B-490/Vacuum Controller V-800，Buchi)，水浴氮吹儀(WD-12，Bilon)，蠕動泵(Masterflex)，不銹鋼板式過濾器(150 mm，Millipore)。

試劑：二氯甲烷、甲醇、正己烷(色譜純級，J.T. Baker)，氟他胺(>98%)、二氫睪酮(>98%)、二甲基亞砜(DMSO，99.5%)和鄰硝基苯-β-D半乳糖苷(O-NPG，>99%，Sigma)，無氨基酵母氮源(BD)，實驗過程中使用的純水全部來自Milli-Q純水凈化系統(Millipore)。其他碳酸鈉等均為分析純，購自國藥試劑。

1.2 實驗材料

固相萃取小柱(HLB，500 mg，6 mL，Waters)，玻璃纖維濾膜(APFF，0.45 μm，Millipore)使用前在450 ℃下烘干4 h。酵母菌保存于-80 ℃的營養缺陷型(SD/-Trp/-Leu)培養液中，使用前重新復蘇。即將低溫冷凍的酵母菌在4 ℃下緩慢解凍，再將50～100 μL新鮮凍融的酵母菌株接種到15 mL SD培養基中，置于轉速150 r·min-1，溫度30 ℃全溫震蕩培養箱中培養36 h，測定稀釋10倍培養液在600 nm的光密度(以培養基為空白)，讀數必須處于0.15～0.5之間。

1.3 樣品的采集與前處理

于2010年3月至7月，從全國23個水源地的采樣，采集范圍涵蓋了全國六大流域(表1)。每個樣點采水樣30 L，于棕色玻璃瓶貯存，并當天運回實驗室。采樣瓶事先用10%硝酸浸泡過夜，再用鉻酸浸泡30 min，超純水洗滌3次后，于450 ℃下烘烤4 h。水樣經玻璃纖維濾膜過濾后，固相萃取柱富集。萃取小柱依次分別用正己烷、二氯甲烷和甲醇各5 mL活化后，對水樣進行富集，速率約為6 mL·min-1，然后用真空泵抽干(時間約5 min)。用15 mL二氯甲烷分3次對萃取柱洗脫，每次5 mL。用旋蒸濃縮至2 mL，高純氮氣吹干，用0.3 mL DMSO溶解，-20 ℃冰箱保存備用。選用超純水作為空白對照，其操作步驟同上。操作過程中所使用的容器均為玻璃或聚四氟乙烯。

表1 水源地采樣點信息

表2 取部分水源水的飲用水水處理工藝流程

注：* 采樣點。

Note: * Sample sites.

1.4 酵母測試方法

本實驗所用重組人雄激素受體雙雜交酵母的基本原理是利用GAL4蛋白的DNA結合域序列(GAL4DNA-BD)和人雄激素受體LBD(hAR-LBD)基因結合，構建出BD- hAR-LBD融合表達載體；同時將GAL4蛋白轉錄激活結構域(GAL4DNA-AD)和受體共激活因子蛋白GRIP1結合，構建AD-受體共激活因子融合表達載體。將這2個表達載體共轉化至酵母Y187內表達。Y187酵母細胞的基因型可表示為Y187(MATα, ura3-52, his3-200, ade2-101, trp1-901, leu2-3112, gal4△, met-, gal80△,URA3:: GAL1UAS-GAL1TATA-lacZ)，為色氨酸和亮氨酸缺陷型。當有雄激素存在時，hAR-LBD和受體共激活因子蛋白相互作用，使得GAL4DNA-BD與GAL4DNA-AD在空間上接近，啟動報告基因lacZ表達，通過測定報道基因LacZ表達產物β-半乳糖苷酶活性，可以表征化合物的雄激素干擾活性。用氟他胺作為雄激素的標準拮抗劑，將不同濃度的氟他胺與二氫睪酮(5×10-8mol·L-1)共同培養，檢測抑制酶活性。結果以對二氫睪酮(5×10-8mol·L-1)誘導酶活性的抑制百分比表示，并繪制劑量效應曲線(標準曲線)，求回歸方程。

1.4.1 無代謝活化(- S9)的實驗步驟

將50～100 μL新鮮凍融的酵母菌株接種到10 mL SD培養液中，按1 μL·mL-1SD培養液比例補加50 μmol·L-1CuSO4，置于轉速130 r·min-1, 溫度30 ℃全溫震蕩培養箱中培養20 h；用SD培養液10倍稀釋菌液后在600 nm測吸光度(以培養基為空白)；進一步稀釋菌液使其OD600 nm值為0.2～0.8之間(即在可見波長為600 nm處，吸光度為0.2～0.8，常用0.75)；取菌懸液995 μL至對應的Eppendorf管中，分別加入5 μL DMSO(空白)，5 μL用DMSO溶解的二氫睪酮(陽性對照)和5 μL用DMSO溶解的樣品混勻；將以上溶液各200 μL依次轉移到96孔板中。然后于800 r·min-1，30 ℃振蕩培養4 h；培養結束后首先測定OD600 nm值；將測完OD600 nm值的溶液吸出150 μL棄去；加入120 μL測試緩沖液(每100 mL基礎緩沖液中加入3.33 mL濃度為0.1%的SDS溶液和270 μL β-巰基乙醇)和20 μL氯仿，在30 ℃的恒溫搖床上1 100 r·min-1預培養10 min；再加入40 μL O-NPG (13.3 mmol·L-1，溶于基礎緩沖液)將酶反應啟動；對于E2來說，這樣的過程約需要20 min，對于樣品來說一般也應在60 min內加入100 μL Na2CO3(1 mol·L-1)溶液終止反應；取上清液200 μL至酶標板中在波長420 nm測OD420 nm值。樣品空白的操作與上相同。

1.4.2 代謝(+ S9)實驗步驟

將50～100 μL新鮮凍融的酵母菌株接種到10 mL SD培養液中加10 μL CuSO4(按1 μL·mL-1SD培養液比例補加50 μmol·L-1CuSO4)，置于130 r·min-1，溫度為30 ℃的恒溫搖床中培養20 h；用SD培養液10倍稀釋菌液后在600 nm測吸光度(以培養基為空白)；進一步稀釋菌液使其OD600 nm值為 0.2～0.8之間(常用0.75)(即在可見波長為600 nm處，吸光度為0.2～0.8)；取S9混合液150 μL至對應的EP管中，分別加入5 μL DMSO(空白)，5 μL用DMSO溶解的陽性對照和5 μL用DMSO溶解的樣品混勻，混合，180 r·min-1、30 ℃振蕩代謝2 h；再向EP管中加入845 μL的酵母菌懸液，混勻。將以上溶液各200 μL依次轉移到96孔板中。然后于800 r·min-1，30 ℃振蕩培養2 h；培養結束后首先測定OD600 nm值；將測完OD600 nm值的溶液吸出150 μL棄去；加入120 μL基礎緩沖液和20 μL氯仿(每孔逐滴加入)，在30 ℃的恒溫搖床上1 100 r·min-1預培養10 min；再加入40 μL O-NPG(13.3 mmol·L-1，溶于基礎緩沖液)將酶反應啟動，隨著進一步的培養，對于E2來說，這樣的過程約需要20 min，對于樣品來說一般也應在60 min內加入100 μL Na2CO3(1 mol·L-1)溶液終止反應；取上清液200 μL至酶標板中在波長420 nm測OD420 nm值。樣品空白的操作與上相同。

1.5 數據處理

半乳糖苷酶活性U計算如下:

U= (OD420s-OD420b)/(t×V×OD600)

(1)

其中：OD420s，OD420b分別表示樣品和空白對照在波長420 nm的吸光度；OD600為樣品在波長600 nm的吸光度；t為酶反應時間(120 min)；V為測定時溶液體積(0.2 mL)。

用Logistic數學模型對氟他胺拮抗劑與二氫睪酮所產生的劑量-效應關系曲線進行擬合，軟件選用OriginPro 8.0，方程為：

(2)

其中，U為半乳糖苷酶活性；A1為方法檢測限；A2為曲線最大活性值；c為測試化合物濃度；c0為半數抑制效應濃度；p為曲線中段部分的相對斜率。

抑制活性采用抑制率(%)來表示:

抑制率

IR=(1-Us/Up)×100%

(3)

式中，Us為樣品誘導產生的酶活性，Up為陽性對照誘導產生的酶活性。

再根據氟他胺對5×10-8mol·L-1二氫睪酮抑制率的標準曲線(方程同(1))，將樣品對5×10-8mol·L-1二氫睪酮的抑制率折算成氟他胺的當量值。

2 結果與討論(Results and discussion)

2.1 氟他胺對二氫睪酮活性抑制的劑量-效應關系

氟他胺作為非類固醇的雄激素拮抗劑，常用作前列腺癌的抗癌劑使用，在前列腺中能夠與睪酮及二氫睪酮等競爭性結合雄激素受體[10]。本實驗選取氟他胺作為雄激素的標準拮抗劑，暴露雙雜交酵母細胞，考察其對酵母酶活性值的抑制作用。經不同濃度的氟他胺分別與二氫睪酮(5×10-8mol·L-1)共同作用于酵母細胞，結果發現氟他胺對二氫睪酮誘導酶活性具有明顯的抑制作用，與抑制百分率呈劑量效應關系，式(2)中A1=1.06、A2=101.80、c0=7.40×10-6、p=0.49(圖1)。根據抑制的劑量-效應關系，氟他胺的半數抑制效應濃度值(IC50)為7.4×10-6mol·L-1，與Sohoni等[11]報道氟他胺對二氫睪酮抑制的結果非常接近。

2.2 水源水雄激素受體干擾效應

所有水源水樣品濃縮液都沒有檢測出雄激素受體誘導效應(數據未列出)，但是都檢測出了雄激素受體抑制效應。未經S9代謝的水樣抑制效應值在0.67～3.68 μg·L-1FEQ (氟他胺當量)之間，經代謝后的水樣抑制效應值在0.52～3.02 μg·L-1FEQ之間的流域

有一定的關系，全國六大流域的水樣都普遍含有雄激素受體抑制效應物質。從流域方面來看，未經S9代謝時，淮河和長江下游流域的水源地水樣的雄激素受體抑制效應平均值分別為2.79、2.24 μg·L-1FEQ，明顯高于其他流域；其他流域從高到低依次為松花江流域1.64 μg·L-1FEQ、海河流域1.25 μg·L-1FEQ、珠江流域1.23 μg·L-1FEQ、遼河流域0.78 μg·L-1FEQ；經S9代謝后，雄激素受體抑制效應最高的依然是淮河和長江流域，分別為2.72、2.02 μg·L-1FEQ；其他流域從高到低依次為珠江流域1.07 μg·L-1FEQ、松花江流域1.06 μg·L-1FEQ、遼河流域0.95 μg·L-1FEQ、海河流域0.88 μg·L-1FEQ(圖3)。

圖1 氟他胺對5×10-8 mol·L-1二氫睪酮誘導酶活性抑制的劑量-效應關系(n=3)Fig. 1 Dose-response curve of inhibition activity by flutamide to 5×10-8 mol·L-1 dihydrotestosterone (n=3).

圖2 水源水雄激素受體抑制效應(n=3) 注：a，未代謝；b，代謝后。Fig. 2 AR antagonist activities of source waters (n=3) Note: a, without metabolism; b, with metabolism.

圖3 流域之間雄激素受體抑制效應的比較Fig. 3 AR antagonist activities of river systems

圖4 飲用水處理工藝出水雄激素受體抑制效應(n=3)Fig. 4 AR antagonist activities of DWTPs (n=3)

水源水和飲用水中存在各種各樣的環境污染物，如抗氧化劑、有機氯、有機磷、抗生素、內分泌干擾物以及很多工業生產的殺蟲劑、藥品和個人護理品等。Zhang等[12]研究了我國人群和動物排泄的內分泌干擾物濃度水平，并結合58個流域人口和經濟發展水平，預測了各流域排放的內分泌干擾物總量。結果表明，東部排放量和密度明顯高于西部。其中，淮河流域排放量最大，長江、黃河、松花江流域緊隨(圖2)。水樣的雄激素受體抑制效應與采樣點所在其后。淮河、長江流域是我國經濟發展較快、人口和大城市較多、工業較為密集的地區，可見流域水源地中雄激素受體干擾物的濃度水平與該地區的發展水平密切相關。此外，Hodges等[13]也發現在中國的東部和南方地區，個人護理品的排放量比其他地區要高，和當地居民的較富裕的生活水平有關系，這些地區的居民有能力使用大量的個人護理品。個人護理品包含大量藥品、化妝品等，這些化學物質很多都具有內分泌干擾效應。在中國水體中被廣泛檢出的很多污染物已經被證實具有雄激素受體干擾效應，包括雙酚A、鄰苯二甲酸酯類和4-苯基苯酚等[14-18]。可見隨著我國經濟的發展，工業化程度的提高，越來越多的環境污染物被排放到水體中，這些與水體的內分泌干擾活性有著密切的關系。

很多體內測試結果表明代謝能夠升高或降低某些化合物的激素受體干擾效應，但是這些過程很復雜，機理不明確，涉及很多生物化學反應包括水解、甲基化、磺化、葡萄苷酸化和芳基化等[19-21]。本研究的結果表明代謝能夠升高或降低某些化合物的雄激素受體干擾效應。

2.3 飲用水處理工藝出水雄激素受體效應

樣品的雄激素受體干擾效應檢測結果表明，所有檢測樣品不具有雄激素受體誘導效應；但是，測試樣品均檢測出雄激素受體抑制效應(圖3)。雄激素受體抑制效應范圍，DWTP1：代謝前為0.7～1.3 μg·L-1，代謝后為0.3～1.0 μg·L-1；DWTP2：代謝前為1.3～2.1 μg·L-1，代謝后為1.0～2.8 μg·L-1；DWTP3：代謝前為2.4～3.4 μg·L-1，代謝后為2.8～3.6 μg·L-1。3個飲用水廠能夠使代謝前原水的雄激素受體抑制效應化合物分別降低42.4%、28.6%和19.1%，代謝后分別降低70.5%、64.3%和23.3%。

常規飲用水處理工藝均不能完全去除原水中雄激素受體抑制效應物質，對代謝后的這類物質的去除效果要優于代謝前，這一點與維甲酸受體抑制效應物質的結果相類似[22]。Ormad等[23]研究表明，過濾工藝能夠去除60%的有機氯農藥。然而過濾工藝是一個物理過程，并沒有分解有機污染物，只是將有機污染物從一種介質轉移到另一種介質，對濾料上吸附的有機物仍需后續處理。總之，凈水工藝對雄激素受體干擾物的去除過程非常復雜，即使不同水廠的相同工藝，去除效果也不同。

盡管水源水和飲用水中的雄激素受體干擾物的濃度水平很低，但是因為這類內分泌干擾物在很低濃度時就能夠影響生物體的生理功能，并且常規的水處理工藝不能夠完全去除這類物質，因此出水中含有的這類物質仍然有可能危害水質安全，給人體帶來風險[24-25]。

我國水源水和自來水廠出水中普遍具有雄激素受體干擾效應物質。飲用水常規處理工藝不能完全去除這類物質，給人體健康帶來隱患。今后需繼續對水體中的主要雄激素受體干擾效應物質進行甄別和評價。重組雙雜交雄激素受體酵母測試結合S9代謝活化步驟能夠快速、準確的對水體中的雄激素受體干擾效應進行評價，是飲用水安全評價的重要補充手段。

[1] 李杰, 司紀亮. 環境內分泌干擾物質簡介[J]. 環境與健康雜志, 2002, 19(1): 83-84

Li J, Si J L. Introduction of environmental endocrine disruptors [J]. Journal of Environmental Health, 2002, 19(1): 83-84 (in Chinese)

[2] Vanderford B J, Pearson R A, Rexing D J, et al. Analysis of endocrine disruptors, pharmaceuticals, and personal care products in water using liquid chromatography/tandem mass spectrometry [J]. Analytical Chemistry, 2003, 75(22): 6265-6274

[3] Jiang W, Yan Y, Ma M, et al. Assessment of source water contamination by estrogenic disrupting compounds in China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24(2): 320-328

[4] Tanaka H, Yakou Y, Takahashi A, et al. Comparison between estrogenicities estimated from DNA recombinant yeast assay and from chemical analyses of endocrine disruptors during sewage treatment [J]. Water Science and Technology, 2001, 43(2): 125-132

[5] Campbell C G, Borglin S E, Green F B, et al. Biologically directed environmental monitoring, fate, and transport of estrogenic endocrine disrupting compounds in water: A review [J]. Chemosphere, 2006, 65(8): 1265-1280

[6] Tapier H, Ba G N, Tew K D. Estrogens and environmental estrogens [J]. Biomed Pharmacother, 2002, 56(1): 36-44

[7] Sohoni P, Sumpter J P. Several environmental oestrogens are also anti-androgens [J]. The Journal of Endocrinology, 1998, 158(3): 327-339

[8] Xu L C, Sun H, Chen J F, et al. Evaluation of androgen receptor transcriptional activities of bisphenol A, octylphenol and nonylphenol in vitro [J]. Toxicology, 2005, 216(2-3): 197-203

[9] Li J, Ma M, Giesy J P, et al. In vitro profling of endocrine disrupting potency of organchlorine pesticides [J]. Toxicology Letters, 2008, 183: 65-71

[10] Labrie F. Mechanism of action and pure antiandrogenic properties of flutamide [J]. Cancer, 1993, 72: 3816-3827

[11] 李劍, 饒凱鋒, 馬梅, 等. 核受體超家族及其酵母雙雜交檢測技術[J]. 生態毒理學報, 2008, 3(6): 521-532

Li J, Rao K F, Ma M, et al. Nuclear receptor superfamily and yeast two-hybrid system [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2008, 3(6): 521-532 (in Chinese)

[12] Zhang Q Q, Zhao J L, Ying G G, et al. Emission estimation and multimedia fate modeling of seven steroids at the river basin scale in China [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(14): 7982-7992

[13] Hodges J E N, Holmes C M, Vamshi R, et al. Estimating chemical emissions from home and personal care products in China [J]. Environmental Pollution, 2012, 165: 199-207

[14] Huang Y Q, Wong C K C, Zheng J S, et al. Bisphenol A (BPA) in China: A review of sources, environmental levels, and potential human health impacts [J]. Environment International, 2012, 42: 91-99

[15] Wang F, Xia X, Sha Y. Distribution of phthalic acid esters in Wuhan section of the Yangtze River, China [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 154(1-3): 317-324

[16] Fan Z, Wu S, Chang H, et al. Behaviors of glucocorticoids, androgens and progestogens in a municipal sewage treatment plant: Comparison to estrogens [J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(7): 2725-2733

[17] Shi W, Hu X, Zhang F, et al. Occurrence of thyroid hormone activities in drinking water from Eastern China: Contributions of phthalate esters [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(3): 1811-1818

[18] Zhao J L, Ying G G, Yang B, et al. Screening of multiple hormonal activities in surface water and sediment from the Pearl River system, South China, using effect-directed in vitro bioassays [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2011, 30(10): 2208-2215

[19] Legler J, Dennekamp M, Vethaak A D, et al. Detection of estrogenic activity in sediment-associated compounds using in vitro reporter gene assays [J]. Science of the Total Environment, 2002, 293(1-3): 69-83

[20] Pottenger L H, Domoradzki J Y, Markham D A, et al. The relative bioavailability and metabolism of bisphenol A in rats is dependent upon the route of administration [J]. Toxicological Sciences, 2000, 54(1): 3-18

[21] Moffat G J, Burns A, Van Miller J, et al. Glucuronidation of nonylphenol and octylphenol eliminates their ability to activate transcription via the estrogen receptor [J]. Regulatory Toxicology and Pharmacology, 2001, 34(2): 182-187

[22] Jiang W, Yan Ye, Li N, et al. Retinoid X receptor activities of source waters in China and their removal efficiencies during drinking water treatment processes [J]. Chinese Science Bulletin, 2012, 57(6): 595-600

[23] Ormad M P, Miguel N, Claver A, et al. Pesticides removal in the process of drinking water production [J]. Chemosphere, 2008, 71(1): 97-106

[24] Benotti M J, Trenholm R A, Vanderford B J, et al. Pharmaceuticals and endocrine disrupting compounds in U.S. drinking water [J]. Environmental Science & Technology, 2008, 43(3): 597-603

[25] Kim S D, Cho J, Kim I S, et al. Occurrence and removal of pharmaceuticals and endocrine disruptors in South Korean surface, drinking, and waste waters [J]. Water Research, 2007, 41(5): 1013-1021

◆

Androgen Receptor Activities of Source Waters and Their Changes during Drinking Water Treatment Processes

Jiang Weiwei1,2, Yan Ye2, Li Na2, Ma Mei2,*, Wang Zijian2, Liu Yin1

1. Shanghai Municipal Water Resource Development and Utilization National Engineering Center Co., Ltd, Shanghai 200082, China 2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

There is increasing evidence of estrogenic activities of source waters and drinking waters in China based on estrogen receptors (ERs) testing. However, relating such activities to androgen receptors (ARs) in source waters are lacking. To rectify this situation, 23 source water samples from six major river systems in China were assessed using a two-hybrid AR yeast assay without and with metabolism, focusing on agonistic and antagonistic activity. No AR agonistic activity was observed, but significant antagonistic activity was detected in all sample extracts. The AR antagonistic activities of source water sample extracts ranged from 0.67 to 3.68 μg·L-1FEQ (fultamide equivalence) without metabolism, and 0.52 to 3.02 μg·L-1FEQ with metabolism, respectively. Most source waters with high FEQ values were located in the Yangtze River Delta and Huaihe River System. After metabolism, antagonist activities of 16 out of 23 source water sample extracts were decreased. The AR antagonistic activities of finished water samples are 19.1%-70.5% lower than source water. The results showed that AR antagonistic activities were widespread in source waters in China. Two-hybrid AR yeast assay could be an important method in drinking water safety assessment regarding its time-saving and preciseness.

source water; androgen receptor; yeast assay; bioassay; drinking water

10.7524/AJE.1673-5897.20150609001

國家自然科學基金重大項目(51290283)；中科院“十三五”規劃重點培育方向項目(YSW2013A02)；上海市科學技術委員會科研計劃項目(14231200303)

姜巍巍(1984-)，男，博士，高級工程師，研究方向為水生態毒理學，E-mail: jiang_weiwei@hotmail.com

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: mamei@rcees.ac.cn

2015-06-09 錄用日期：2016-03-14

1673-5897(2016)2-405-08

X171.5

A

簡介：馬梅(1967-)，女，博士，研究員，研究方向為水生態毒理學。

姜巍巍, 言野, 李娜, 等. 水源水雄激素受體干擾效應及在水處理工藝中的變化[J]. 生態毒理學報，2016, 11(2): 405-412

Jiang W W, Yan Y, Li N, et al. Androgen receptor activities of source waters and their changes during drinking water treatment processes [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(2): 405-412 (in Chinese)