摘要：環境內分泌干擾物（EDCs）是由于人類活動而釋放到環境中的、能影響和擾亂生物內分泌系統的有害化學物質的總稱，因具有廣泛的雌激素效應而成為當前環境科學研究的熱點問題。因人類生產活動造成的各類殘留或排放是其進入環境的主要途徑。EDCs主要可分為烷基酚類、有機氯化合物類、鄰苯二甲酯類(PAEs)、多氯聯苯類和重金屬類等。EDCs能引起生殖異常、免疫抑制等多種毒性效應，且能沿食物鏈或在親子之間累積傳遞。我國各監測水體、土壤及沉積物、空氣中均有EDCs類物質檢出，且部分已超過相應質量標準低限，風險不容忽視。傳統的復雜、高毒樣品預處理辦法已逐漸被固相萃取等高效低毒的新興處理技術所代替；其分析手段除發展較為成熟的液相色譜、質譜等化學方法外，生物學方法、細胞學方法、生物化學法和分子生物學方法等非化學方法也有一定的進展。
　　
　　關鍵詞：環境內分泌干擾物，分類，毒理作用，環境分布，分析方法
　　
　　1前言
　　內分泌干擾物,是一類外源性化合物，干擾生物體內平衡和發育過程正常激素的產生、釋放、轉移、代謝、結合、反應和消除，影響到包括人體在內的各種生物的生殖功能、生殖器、腫瘤免疫力并引起各種生理異常。內分泌干擾物進入環境后成為環境內分泌干擾物（EDCs），也被稱為環境激素(Environmentalhormones)。EDCs是由于人類活動而釋放到環境中的、能影響和擾亂生物內分泌系統的有害化學物質的總稱。目前已被證實約有6070種化學物質顯示內分泌干擾屬性，EDCs已經成為威脅人類健康的大問題之一。通過對野生生物和實驗動物的研究，證實了許多化學物質的環境激素作用，因此對EDCs的研究成為世界各國環境科學家研究的熱點。
　　2EDCs的來源、分類和特點
　　環境內分泌干擾物部分來自自然釋放的植物雌激素，但更多的是人為排放，如農藥生產、化學工業合成、石油煉制等過程。EDCs進入環境，主要分布于空氣、水、食品和土壤中。空氣中的EDCs主要來源于焚燒垃圾、原料泄漏、建筑材料和日用品的揮發物，水中的EDCs主要來自于工業廢水，生活污水以及大氣中EDCs的濕沉降；食品中的EDCs主要來自于農作物種植管理和生產中使用的農藥以及食品添加劑、保鮮劑、防腐劑、著色劑和其它一些化學物質；還有一部分EDCs來源于日常生活中使用的塑料制品，土壤中的EDCs主要來源于工農業活動和人類其他社會活動。
　　目前，有環境內分泌干擾效應的環境化學污染物主要有以下五大類[1]:
　�、偻榛�酚類，以壬基酚、辛基酚、雙酚A等為代表，主要來源于非離子表面活性劑烷基酚聚氧乙烯醚的生產和降解。大部分烷基酚聚氧乙烯醚本身沒有內分泌干擾活性，但其在處理污物時或在環境中降解后，能釋放具有內分泌干擾活性烷基酚類化合物。這類物質有較高的內分泌干擾活性，而且污染廣泛。
　�、谟袡C氯化合物，如DDT、十氯酮、狄氏劑等有機氯殺蟲劑，這些殘留的有機氯化合物能持久存在于環境中、在生物體內富集、通過氣、水和生物傳輸并在陸地和水生生態系統中累積，具有持久污染和內分泌干擾特性，對人類健康和環境具有顯著危害；另外垃圾焚燒產物和氯處理后的自來水都被發現含有有機氯內分泌干擾活性物質。高效、低毒、低殘留的擬除蟲菊醋類殺蟲劑也被發現有內分泌干擾活性。
　�、坂彵蕉�甲酯類(PAEs)，是塑料制品的主要原料，可用作聚氯乙烯、氯乙烯共聚物、纖維素樹脂、天然橡膠和合成橡膠的增塑劑、軟化劑和添加劑，這類物質可造成大氣、土壤、水體的嚴重污染，已成為全球性的污染物。
　�、芏嗦嚷摫�，是人工合成的有機氯化物，作為穩定劑廣泛用于潤滑油、絕緣油、增塑劑、熱載體、油漆、油墨等，化學性質穩定，在機體內有很強的蓄積性，并通過食物鏈逐漸被富集，是難降解、難代謝脂溶性環境內分泌干擾物。
　�、菽承┲亟饘僖灿袃确置诟蓴_作用，主要對人類雌激素有拮抗作用，如四乙基鉛常用于含鉛汽油中作防爆添加劑，具有很強的生殖毒性，能影響雌激素對成熟前期小鼠子宮各型細胞的作用;鎳可使大鼠孕酮分泌指標下降。
　　環境內分泌干擾物具有親脂性、不易降解、易揮發、殘留期長等特點，可通過生物富集和食物鏈的放大作用在體內富集，并且其對動物或人類的影響有滯后性，可產生轉代影響，處于孕期、幼年期的動物及人體更易受到EDCs的影響。
　　3內分泌干擾物對生物體的毒理作用
　　內分泌干擾物的生物毒理研究起源于20世紀70年代，主要研究口服雌激素對人體的藥理副作用，近年來有關環境內分泌干擾物對自然生物造成危害的報道越來越多。以水生生物為例，主要表現為生殖器官、生殖機能和生殖行為異常。如美國西部、歐洲、東南亞和日本水域中的腹足類雄性生物雌性化現象;日本多摩川中的雄性鯉魚精巢發育不全;生活在造紙廢水和污水處理廠出水中的魚類出現性別比例歧化的現象等，如果給動物投加環境內分泌干擾物質會使生殖腺、生殖器官畸形，生殖機能異�；虺霈F惡性腫瘤。內分泌干擾物能嚴重影響和威脅人類和其它生物的繁殖，如辛基酚可影響某些動物的生殖發育功能，硫丹對睪丸的精子發生會產生影響，導致精子細胞減少、低精子生成量以及精子畸形。內分泌干擾物還能影響動物行為，并導致其學習能力、記憶力、注意力下降，并影響感官功能和精神運動發育等。一些環境激素具有較高的脂溶性，易通過血腦屏障，沉積于腦組織，對中樞神經系統產生直接的毒性作用，引起機體出生缺陷和行為異常。研究表明人類接觸多氯聯苯、二惡英、己烯雌酚、有機氯殺蟲劑、毒性金屬有機化合物和某些金屬等可能改變機體免疫功能，導致免疫抑制或過度反應。大量證據表明內分泌干擾物對生物的生存造成嚴重的危害，很多疾病和變異的發生都與其有密切關系。
　　4 內分泌干擾物的環境分布
　　4.1水體中內分泌干擾物分布
　　研究表明，主要海域、江河湖泊中均可檢測到EDCs污染物，并且有些EDCs污染物超標現象比較嚴重。如表1所示。
　　由表1數據可知，渤海鉛、汞超標現象嚴重，濃度分別為第四類海水水質標準《GB3097-1997》中限值0.05mg/L和0.0005mg/L的652倍和200倍；長江、閩江、遼河中下游、珠江三角洲、白洋淀、松嫩平原水體以及官廳水庫-永定河水系DDTs均檢出，但低于《地表水環境質量標準》（GB3838-2002）表3集中式生活飲用水地表水源地標準限值1000ng/L；閩江口PCBs低于《地表水環境質量標準》（GB3838-2002）表3集中式生活飲用水地表水源地標準限值20ng/L；九龍江口PCBs高于標準限值20ng/L約18倍；珠江三角洲壬基酚濃度均低于美國國家環保局(EPA)推薦淡水標準限值6.6μg/L；嘉陵江和長江重慶段河流壬基酚部分有超標現象。

　　表1中國水體中EDCs污染現狀

　　
　　4．2土壤及沉積物中內分泌干擾物分布
　　持久性有機物、重金屬環境內分泌干擾物等往往強烈地吸附于土壤和沉積物上，不易降解、難以消除[14]。EDCs污染現狀如表2所示。
　　由于我國沒有沉積物中PCBs的環境標準，根據加拿大環境委員會制訂的沉積物環境質量標準，污染物濃度低于ISQG(interimsedimentqualityguideline)值（淡水沉積物ISQG34.1ng/g(dw)、海洋與河口沉積物ISQG21.5ng/g(dw)），對暴露的生物體的威脅尚可接受，極少引起生物負效應；污染物濃度介于ISQG和PEL(probableeffectleve1)之間，對暴露的生物體有潛在威脅，會偶爾引起生物負效應；污染物濃度高于PEL(（淡水沉積物PEL277ng/g(dw)、海洋與河口沉積物PEL189ng/g(dw)），對暴露的生物體有嚴重的或緊急的威脅，會經常引起生物負效應。
　　由表2可知，松花江PCBs平均水平超過淡水沉積物ISQG參考值，其他河流沉積物平均水平均低于淡水沉積物ISQG參考值；珠江口、大連灣PCBs平均水平超過海洋與河口沉積物ISQG參考值，其他河口和海域沉積物平均水平均在相應參考值以下。說明松花江、珠江口、大連灣有較嚴重的PCBs污染，風險不容忽視。
　　土壤中鉛、鎘、汞與《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）自然背景限值（鉛35mg/kg、鎘0.20mg/kg、汞0.15mg/kg）比較，最大超標倍數分別為5.9、10和1.9，說明重金屬污染較普遍，且因經濟發展水平不同具有較強的地域性。
　　土壤和河流底泥HCHs、DDTs殘留量高于近海沉積物，近海沉積物中HCHs、DDTs空間分布呈近岸高于遠岸趨勢。
　　
　　表2土壤及沉積物中EDCs的污染現狀

　　
　　4．3大氣中EDCs分布
　　大氣中的EDCs多附著于顆粒物上，濃度水平較土壤及水中低，不易獲得監測數據。我國空氣中環境激素分布情況的相關報道很少。曾凡剛在北京市不同功能區氣溶膠樣品中普遍檢出含量較高的鄰苯二甲酸酯類，石景山地區氣溶膠樣品中檢測出鄰苯二甲酸酯類物質1.2-228.0ng/m3；而趙振華等對北京市大氣顆粒物中鄰苯二甲酸脂進行分析，發現部分地區鄰苯二甲酸二正丁酯(DBP)和鄰苯二甲酸二(2-乙基己基)}酯(DEHP)分別為266.0-980.0ng/m3和133.0-223.0ng/m3。盡管兩項研究時間間隔較大，但濃度水平無顯著差異。李孔壽等對南平市大氣顆粒物監測結果表明，南平市大氣己受到了一定程度的鉛污染，質量濃度約為0.2μg/m3，污染程度己達到當時京津等大城市鉛污染的水平。呼和浩特全年的大氣顆粒物上均附有有機氯農藥(HCHs及DDT)殘留，HCHs一般為1.1-0.5ng/m3,DDE殘留量約為0.1ng/m3,且夏季顆粒物上的農藥殘留量較高。隨近年來空氣中顆粒物及可吸入顆粒物的比例逐漸增加，導致隨之進入人體的環境激素亦逐年增多，以致危害人體健康。因此，即使空氣中EDCs、的濃度水平較低，仍不能忽視[14]。
　　5內分泌干擾物檢測方法
　　5.1樣品預處理
　　由于環境樣品中有毒污染物種類多、成分復雜、含量低，在污染物濃度低于分析方法檢出限、基體干擾嚴重的情況下，不能直接測定，需要預分離富集進行樣品的預處理。傳統的預處理如液-液萃取、索氏提取、蒸餾、結晶、過濾等，具有操作復雜、處理周期長、使用大量易揮發有毒有機溶劑等缺點，近年來，內分泌干擾物樣品預處理技術迅速發展，主要包括固相萃取(SolidPhaseExtraction,SPE)、固相微萃取(SolidPhaseMicroextraction)、分子印跡技術、超臨界流體萃取(SupercritiealSupercriticalFluidExtraction,SFE)分離法等，各種方法比較如表3。
　　
　　表3分泌干擾物樣品預處理方法比較
　　Tab3ComparisonofpretreatmentmethodsforEDCsanalysesofenvironmentalsamples
　　預處理方法 優缺點 應用范圍
　　固相萃取 分離效率高、選擇性好、重復性好、有機溶劑用量少、節省經費、使用方便、快速、安全、易與各類檢測方法聯用等優點。 最常用的樣品前處理手段。
　　固相微萃取 保留固相萃取的優點外，還具有不需使用有機溶劑，不需要柱填充劑的優點。 液體、固體和氣體樣品的預處理，尤其適合于痕量環境污染物和生物樣品的分析。
　　分子印跡技術 集高分子合成、分子設計、分子識別、仿生生物工程等眾多學科優勢發展起來的一門邊緣學科分支，具有與天然抗體同樣的識別性能和與高分子同樣的抗腐蝕性能的雙重優點。 各種不同基體如環境水和土壤、食物、植物、煙草等樣品的預處理中。
　　超臨界流體萃取分離法 采用CO2作為萃取溶劑，本身無毒，是一種比較清潔理想的樣品前處理技術，但由于裝置復雜、成本高，難于推廣。 用于復雜樣品基體中殺蟲劑、多氯聯苯、多環芳烴等的萃取。
　　
　　5.2分析方法
　　環境激素類污染物目前最常用的檢測方法為氣相色譜法(GasChromatography,GC)、液相色譜法(LiquidChromatography,LC)及一些與之相關的聯用技術如氣相色譜-質譜(GC-MS)和液相色譜-質譜(LC-MS)、毛細管電泳技術、熒光法及熒光分子傳感法等化學分析方法。此外，還有生物學方法、細胞學方法，生物化學法和分子生物學等其它的方法。
　　5.2.1化學分析方法
　　（1）氣相色譜(GC)
　　GC法是最常用的測定環境內分泌干擾物的方法，與多種預處理方法結合，可用于多種環境樣品的分析。如采用索氏萃取預處理，再用GC-ECD(電子捕獲檢測)法對海底沉積物中分泌干擾物進行分析，壬基苯酚檢出限為89.1ng/g、辛基苯酚為4.61ng/g[35]。該法定性準確、定量良好，具有較好的回收率，可以應用于上壤、沉淀物、水樣、油樣等環境樣品中多氯聯苯類化合物的測定。
　　氣相色譜一質譜聯用(GC-MS)法，結合了GC、MS的兩者之長，定性能力強，靈敏度高，選擇性好，能檢測種類繁多的環境內分泌干擾物。液相微萃取預處理，用GC-MS法檢測河水中雙酚A，線性范圍為10-10000pg/mL，檢出限達2pg/mL，回收率在98.3%一104.1%；固相微萃取預處理和GC-MS法檢測牛奶中的鄰苯二甲酸酯，檢出限可達0.31-3.3ng/g；固相萃取預處理和GC-MS相結合分析污水處理廠出水中雙酚A，檢出限可達0.1μg/L，回收率在95-104%之間。近年來，高分辨氣相色譜一高分辨質譜(HRGC-HRMS)法由于其高選擇性、高分辨率及高靈敏度的特點，己發展成為國際公認的PCDD/Fs的標準分析方法，其檢出限可達到pg級，廣泛應用于環境樣品的分析。
　�。�2）高效液相色譜(HPLC)
　　環境內分泌干擾物的測定HPLC法具有靈敏度高，選擇性好，尤其適用于難氣化的有機物的分析，但不能鑒定出分析物的結構。液相色譜-質譜聯用(LC-MS)技術具有良好的靈敏度和選擇性，能直接確定結構、簡化樣品預處理過程等特點，但儀器昂貴，測試費用和專業技能要求高。分子印跡聚合物萃取預處理，采用HPLC法檢測水樣中BPA，線性范圍0.1-100nmo1/L，檢出限0.lnmol/L，回收率達96-101.8%；固相萃取和LC-FLD法分析污水處理廠污水中BPA，檢出限15ng/L,，回收率99-105%；固相萃取預處理，采用反相HPLC-MS法檢測河泥中BPA，檢出限0.15ng/g，回收率70-05%；固相萃取預處理，聯用LC-MS法檢測海水中內分泌干擾物BPA，辛基苯酚，壬基苯酚的檢出限分別為0.04ng/L、0.14ng/L、0.12ng/L；采用在線預富集和HPLC-MS聯用，檢測尿樣中的16種鄰苯二甲酸酯，檢出限在0.11-0.90ng/mL之間，回收率接近100%。
　�。�3）其他化學分析方法
　�、倜�細管電泳技術
　　該法具有高分離能力，以環糊精改性的膠束電動色譜毛細管電泳技術能增強分析物的選擇性，減少分析時間。采用膠束電動毛細管色譜法同時分離測定環境水中5種鄰苯二甲酸酯的標準混合物，30min內5種鄰苯二甲酸酯得到了較好的分離，在4-50mg/L的濃度范圍內，鄰苯二甲酸丁芐酯的標準曲線具有良好的線性相關性，工業廢水加標測定，回收率可達104%-109%。
　�、跓晒夥�及熒光分子傳感法
　　目前熒光法及熒光分子傳感法已經成功應用于環境內分泌干擾物測定，經研究證實，其選擇性、重現性、可逆性及壽命較好。如利用熒光法測定水中殘留的雙酚A，線性范圍為0.4-300μg/L，檢出限為0.020μg/L；檢測環境樣品中的PAEs，線性范圍5.03×10-7-1.01×10-5mol/L，檢出限為8.3×10-8mol/L。
　　5.2.2生物學方法
　　子宮生長試驗是最經典的生物學方法。選用未成熟的小鼠或大鼠，或用手術方法去除卵巢，再給子受試物，以給藥前后子宮濕重和子宮濕重與體重之比的變化為指標，通過測定外源性雌激素對動物是否具有促進子宮生長的作用來評價其雌激素樣活性。如采用體內小鼠子宮增重方法，檢測苯二甲酸丁基芐酯內分泌干擾物在非常安全的劑量下就已經顯示雌激素活性。辛基酚可使大鼠子宮濕重、子宮內皮細胞厚度、子宮腺數量明顯增加，具有明顯的內分泌干擾活性。
　　該法優點是可作為整體實驗，經濟、方便，但不夠靈敏，影響因素較多，動物實驗結果外推到人時有很大難度[1]。
　　5.2.3細胞學方法
　　最常用的是由Soto教授建立的E-screen法，其基本原理主要基于人血清中存在著一種抑制雌激素敏感細胞增殖的特異性物質，雌激素可中和特異性物質，清除其抑制效應，從而誘導細胞增殖。該法所用細胞來源于人，排除了由動物實驗外推到人的不肯定性，其結果能可靠地預測內分泌干擾物對人體健康的影響，其敏感性較高、簡單易行，不僅可以檢測多種外源性雌激素，而且可用于檢測存在于泥上，水、人、或動物食物中的具有雌激素活性的外源化合物。但該法細胞培養實驗條件要求較高，而且會因為不同細胞株對雌激素的敏感性，培養條件、所用血清等的不同，檢測結果會相差較大[1]。
　　5.2.4生物化學法
　　生物化學方法主要有過氧化物酶活力測定法，由于子宮中的過氧化物酶對環境雌激素有特異性應答，子宮重量和過氧化物酶活性有顯著相關性，通過細胞生長曲線和特異性蛋白含量測定來判斷受試物的雌激素活性及強度。但由于過氧化物酶常溫下易失活，且酶活性會隨時間的延長而下降，因此操作須在低溫下進行，且應盡快并同時進行測定[1]。
　　5.2.5分子生物學方法
　　將人ER基因雌激素應答表達質粒和編碼β-半乳糖苷酶的LacZ基因轉染入酵母，前兩者組成雌激素受體反應單位，調節LacZ的表達，通過半乳糖苷酶的化學作用判斷外來物質的雌激素活性。許多生物技術雖然己經介入EDCs的環境監測領域，但要發展為成熟穩定、系統規范、便捷實用的檢測方法，仍需進行大量的研究工作子以完善[1]。
　　
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