摘要：环境内分泌干扰物（EDCs）是由于人类活动而释放到环境中的、能影响和扰乱生物内分泌系统的有害化学物质的总称，因具有广泛的雌激素效应而成为当前环境科学研究的热点问题。因人类生产活动造成的各类残留或排放是其进入环境的主要途径。EDCs主要可分为烷基酚类、有机氯化合物类、邻苯二甲酯类(PAEs)、多氯联苯类和重金属类等。EDCs能引起生殖异常、免疫抑制等多种毒性效应，且能沿食物链或在亲子之间累积传递。我国各监测水体、土壤及沉积物、空气中均有EDCs类物质检出，且部分已超过相应质量标准低限，风险不容忽视。传统的复杂、高毒样品预处理办法已逐渐被固相萃取等高效低毒的新兴处理技术所代替；其分析手段除发展较为成熟的液相色谱、质谱等化学方法外，生物学方法、细胞学方法、生物化学法和分子生物学方法等非化学方法也有一定的进展。
关键词：环境内分泌干扰物，分类，毒理作用，环境分布，分析方法
1前言
内分泌干扰物,是一类外源性化合物，干扰生物体内平衡和发育过程正常激素的产生、释放、转移、代谢、结合、反应和消除，影响到包括人体在内的各种生物的生殖功能、生殖器、肿瘤免疫力并引起各种生理异常。内分泌干扰物进入环境后成为环境内分泌干扰物（EDCs），也被称为环境激素(Environmentalhormones)。EDCs是由于人类活动而释放到环境中的、能影响和扰乱生物内分泌系统的有害化学物质的总称。目前已被证实约有6070种化学物质显示内分泌干扰属性，EDCs已经成为威胁人类健康的大问题之一。通过对野生生物和实验动物的研究，证实了许多化学物质的环境激素作用，因此对EDCs的研究成为世界各国环境科学家研究的热点。
2EDCs的来源、分类和特点
环境内分泌干扰物部分来自自然释放的植物雌激素，但更多的是人为排放，如农药生产、化学工业合成、石油炼制等过程。EDCs进入环境，主要分布于空气、水、食品和土壤中。空气中的EDCs主要来源于焚烧垃圾、原料泄漏、建筑材料和日用品的挥发物，水中的EDCs主要来自于工业废水，生活污水以及大气中EDCs的湿沉降；食品中的EDCs主要来自于农作物种植管理和生产中使用的农药以及食品添加剂、保鲜剂、防腐剂、着色剂和其它一些化学物质；还有一部分EDCs来源于日常生活中使用的塑料制品，土壤中的EDCs主要来源于工农业活动和人类其他社会活动。
目前，有环境内分泌干扰效应的环境化学污染物主要有以下五大类[1]:
①烷基酚类，以壬基酚、辛基酚、双酚A等为代表，主要来源于非离子表面活性剂烷基酚聚氧乙烯醚的生产和降解。大部分烷基酚聚氧乙烯醚本身没有内分泌干扰活性，但其在处理污物时或在环境中降解后，能释放具有内分泌干扰活性烷基酚类化合物。这类物质有较高的内分泌干扰活性，而且污染广泛。
②有机氯化合物，如DDT、十氯酮、狄氏剂等有机氯杀虫剂，这些残留的有机氯化合物能持久存在于环境中、在生物体内富集、通过气、水和生物传输并在陆地和水生生态系统中累积，具有持久污染和内分泌干扰特性，对人类健康和环境具有显著危害；另外垃圾焚烧产物和氯处理后的自来水都被发现含有有机氯内分泌干扰活性物质。高效、低毒、低残留的拟除虫菊醋类杀虫剂也被发现有内分泌干扰活性。
③邻苯二甲酯类(PAEs)，是塑料制品的主要原料，可用作聚氯乙烯、氯乙烯共聚物、纤维素树脂、天然橡胶和合成橡胶的增塑剂、软化剂和添加剂，这类物质可造成大气、土壤、水体的严重污染，已成为全球性的污染物。
④多氯联苯，是人工合成的有机氯化物，作为稳定剂广泛用于润滑油、绝缘油、增塑剂、热载体、油漆、油墨等，化学性质稳定，在机体内有很强的蓄积性，并通过食物链逐渐被富集，是难降解、难代谢脂溶性环境内分泌干扰物。
⑤某些重金属也有内分泌干扰作用，主要对人类雌激素有拮抗作用，如四乙基铅常用于含铅汽油中作防爆添加剂，具有很强的生殖毒性，能影响雌激素对成熟前期小鼠子宫各型细胞的作用;镍可使大鼠孕酮分泌指标下降。
环境内分泌干扰物具有亲脂性、不易降解、易挥发、残留期长等特点，可通过生物富集和食物链的放大作用在体内富集，并且其对动物或人类的影响有滞后性，可产生转代影响，处于孕期、幼年期的动物及人体更易受到EDCs的影响。
3内分泌干扰物对生物体的毒理作用
内分泌干扰物的生物毒理研究起源于20世纪70年代，主要研究口服雌激素对人体的药理副作用，近年来有关环境内分泌干扰物对自然生物造成危害的报道越来越多。以水生生物为例，主要表现为生殖器官、生殖机能和生殖行为异常。如美国西部、欧洲、东南亚和日本水域中的腹足类雄性生物雌性化现象;日本多摩川中的雄性鲤鱼精巢发育不全;生活在造纸废水和污水处理厂出水中的鱼类出现性别比例歧化的现象等，如果给动物投加环境内分泌干扰物质会使生殖腺、生殖器官畸形，生殖机能异常或出现恶性肿瘤。内分泌干扰物能严重影响和威胁人类和其它生物的繁殖，如辛基酚可影响某些动物的生殖发育功能，硫丹对睾丸的精子发生会产生影响，导致精子细胞减少、低精子生成量以及精子畸形。内分泌干扰物还能影响动物行为，并导致其学习能力、记忆力、注意力下降，并影响感官功能和精神运动发育等。一些环境激素具有较高的脂溶性，易通过血脑屏障，沉积于脑组织，对中枢神经系统产生直接的毒性作用，引起机体出生缺陷和行为异常。研究表明人类接触多氯联苯、二恶英、己烯雌酚、有机氯杀虫剂、毒性金属有机化合物和某些金属等可能改变机体免疫功能，导致免疫抑制或过度反应。大量证据表明内分泌干扰物对生物的生存造成严重的危害，很多疾病和变异的发生都与其有密切关系。
4 内分泌干扰物的环境分布
4.1水体中内分泌干扰物分布
研究表明，主要海域、江河湖泊中均可检测到EDCs污染物，并且有些EDCs污染物超标现象比较严重。如表1所示。
由表1数据可知，渤海铅、汞超标现象严重，浓度分别为第四类海水水质标准《GB3097-1997》中限值0.05mg/L和0.0005mg/L的652倍和200倍；长江、闽江、辽河中下游、珠江三角洲、白洋淀、松嫩平原水体以及官厅水库-永定河水系DDTs均检出，但低于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）表3集中式生活饮用水地表水源地标准限值1000ng/L；闽江口PCBs低于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）表3集中式生活饮用水地表水源地标准限值20ng/L；九龙江口PCBs高于标准限值20ng/L约18倍；珠江三角洲壬基酚浓度均低于美国国家环保局(EPA)推荐淡水标准限值6.6μg/L；嘉陵江和长江重庆段河流壬基酚部分有超标现象。
表1中国水体中EDCs污染现状
4．2土壤及沉积物中内分泌干扰物分布
持久性有机物、重金属环境内分泌干扰物等往往强烈地吸附于土壤和沉积物上，不易降解、难以消除[14]。EDCs污染现状如表2所示。
由于我国没有沉积物中PCBs的环境标准，根据加拿大环境委员会制订的沉积物环境质量标准，污染物浓度低于ISQG(interimsedimentqualityguideline)值（淡水沉积物ISQG34.1ng/g(dw)、海洋与河口沉积物ISQG21.5ng/g(dw)），对暴露的生物体的威胁尚可接受，极少引起生物负效应；污染物浓度介于ISQG和PEL(probableeffectleve1)之间，对暴露的生物体有潜在威胁，会偶尔引起生物负效应；污染物浓度高于PEL(（淡水沉积物PEL277ng/g(dw)、海洋与河口沉积物PEL189ng/g(dw)），对暴露的生物体有严重的或紧急的威胁，会经常引起生物负效应。
由表2可知，松花江PCBs平均水平超过淡水沉积物ISQG参考值，其他河流沉积物平均水平均低于淡水沉积物ISQG参考值；珠江口、大连湾PCBs平均水平超过海洋与河口沉积物ISQG参考值，其他河口和海域沉积物平均水平均在相应参考值以下。说明松花江、珠江口、大连湾有较严重的PCBs污染，风险不容忽视。
土壤中铅、镉、汞与《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）自然背景限值（铅35mg/kg、镉0.20mg/kg、汞0.15mg/kg）比较，最大超标倍数分别为5.9、10和1.9，说明重金属污染较普遍，且因经济发展水平不同具有较强的地域性。
土壤和河流底泥HCHs、DDTs残留量高于近海沉积物，近海沉积物中HCHs、DDTs空间分布呈近岸高于远岸趋势。
表2土壤及沉积物中EDCs的污染现状
4．3大气中EDCs分布
大气中的EDCs多附着于颗粒物上，浓度水平较土壤及水中低，不易获得监测数据。我国空气中环境激素分布情况的相关报道很少。曾凡刚在北京市不同功能区气溶胶样品中普遍检出含量较高的邻苯二甲酸酯类，石景山地区气溶胶样品中检测出邻苯二甲酸酯类物质1.2-228.0ng/m3；而赵振华等对北京市大气颗粒物中邻苯二甲酸脂进行分析，发现部分地区邻苯二甲酸二正丁酯(DBP)和邻苯二甲酸二(2-乙基己基)}酯(DEHP)分别为266.0-980.0ng/m3和133.0-223.0ng/m3。尽管两项研究时间间隔较大，但浓度水平无显著差异。李孔寿等对南平市大气颗粒物监测结果表明，南平市大气己受到了一定程度的铅污染，质量浓度约为0.2μg/m3，污染程度己达到当时京津等大城市铅污染的水平。呼和浩特全年的大气颗粒物上均附有有机氯农药(HCHs及DDT)残留，HCHs一般为1.1-0.5ng/m3,DDE残留量约为0.1ng/m3,且夏季颗粒物上的农药残留量较高。随近年来空气中颗粒物及可吸入颗粒物的比例逐渐增加，导致随之进入人体的环境激素亦逐年增多，以致危害人体健康。因此，即使空气中EDCs、的浓度水平较低，仍不能忽视[14]。
5内分泌干扰物检测方法
5.1样品预处理
由于环境样品中有毒污染物种类多、成分复杂、含量低，在污染物浓度低于分析方法检出限、基体干扰严重的情况下，不能直接测定，需要预分离富集进行样品的预处理。传统的预处理如液-液萃取、索氏提取、蒸馏、结晶、过滤等，具有操作复杂、处理周期长、使用大量易挥发有毒有机溶剂等缺点，近年来，内分泌干扰物样品预处理技术迅速发展，主要包括固相萃取(SolidPhaseExtraction,SPE)、固相微萃取(SolidPhaseMicroextraction)、分子印迹技术、超临界流体萃取(SupercritiealSupercriticalFluidExtraction,SFE)分离法等，各种方法比较如表3。
表3分泌干扰物样品预处理方法比较
Tab3ComparisonofpretreatmentmethodsforEDCsanalysesofenvironmentalsamples
预处理方法 优缺点 应用范围
固相萃取 分离效率高、选择性好、重复性好、有机溶剂用量少、节省经费、使用方便、快速、安全、易与各类检测方法联用等优点。 最常用的样品前处理手段。
固相微萃取 保留固相萃取的优点外，还具有不需使用有机溶剂，不需要柱填充剂的优点。 液体、固体和气体样品的预处理，尤其适合于痕量环境污染物和生物样品的分析。
分子印迹技术 集高分子合成、分子设计、分子识别、仿生生物工程等众多学科优势发展起来的一门边缘学科分支，具有与天然抗体同样的识别性能和与高分子同样的抗腐蚀性能的双重优点。 各种不同基体如环境水和土壤、食物、植物、烟草等样品的预处理中。
超临界流体萃取分离法 采用CO2作为萃取溶剂，本身无毒，是一种比较清洁理想的样品前处理技术，但由于装置复杂、成本高，难于推广。 用于复杂样品基体中杀虫剂、多氯联苯、多环芳烃等的萃取。
5.2分析方法
环境激素类污染物目前最常用的检测方法为气相色谱法(GasChromatography,GC)、液相色谱法(LiquidChromatography,LC)及一些与之相关的联用技术如气相色谱-质谱(GC-MS)和液相色谱-质谱(LC-MS)、毛细管电泳技术、荧光法及荧光分子传感法等化学分析方法。此外，还有生物学方法、细胞学方法，生物化学法和分子生物学等其它的方法。
5.2.1化学分析方法
（1）气相色谱(GC)
GC法是最常用的测定环境内分泌干扰物的方法，与多种预处理方法结合，可用于多种环境样品的分析。如采用索氏萃取预处理，再用GC-ECD(电子捕获检测)法对海底沉积物中分泌干扰物进行分析，壬基苯酚检出限为89.1ng/g、辛基苯酚为4.61ng/g[35]。该法定性准确、定量良好，具有较好的回收率，可以应用于上壤、沉淀物、水样、油样等环境样品中多氯联苯类化合物的测定。
气相色谱一质谱联用(GC-MS)法，结合了GC、MS的两者之长，定性能力强，灵敏度高，选择性好，能检测种类繁多的环境内分泌干扰物。液相微萃取预处理，用GC-MS法检测河水中双酚A，线性范围为10-10000pg/mL，检出限达2pg/mL，回收率在98.3%一104.1%；固相微萃取预处理和GC-MS法检测牛奶中的邻苯二甲酸酯，检出限可达0.31-3.3ng/g；固相萃取预处理和GC-MS相结合分析污水处理厂出水中双酚A，检出限可达0.1μg/L，回收率在95-104%之间。近年来，高分辨气相色谱一高分辨质谱(HRGC-HRMS)法由于其高选择性、高分辨率及高灵敏度的特点，己发展成为国际公认的PCDD/Fs的标准分析方法，其检出限可达到pg级，广泛应用于环境样品的分析。
（2）高效液相色谱(HPLC)
环境内分泌干扰物的测定HPLC法具有灵敏度高，选择性好，尤其适用于难气化的有机物的分析，但不能鉴定出分析物的结构。液相色谱-质谱联用(LC-MS)技术具有良好的灵敏度和选择性，能直接确定结构、简化样品预处理过程等特点，但仪器昂贵，测试费用和专业技能要求高。分子印迹聚合物萃取预处理，采用HPLC法检测水样中BPA，线性范围0.1-100nmo1/L，检出限0.lnmol/L，回收率达96-101.8%；固相萃取和LC-FLD法分析污水处理厂污水中BPA，检出限15ng/L,，回收率99-105%；固相萃取预处理，采用反相HPLC-MS法检测河泥中BPA，检出限0.15ng/g，回收率70-05%；固相萃取预处理，联用LC-MS法检测海水中内分泌干扰物BPA，辛基苯酚，壬基苯酚的检出限分别为0.04ng/L、0.14ng/L、0.12ng/L；采用在线预富集和HPLC-MS联用，检测尿样中的16种邻苯二甲酸酯，检出限在0.11-0.90ng/mL之间，回收率接近100%。
（3）其他化学分析方法
①毛细管电泳技术
该法具有高分离能力，以环糊精改性的胶束电动色谱毛细管电泳技术能增强分析物的选择性，减少分析时间。采用胶束电动毛细管色谱法同时分离测定环境水中5种邻苯二甲酸酯的标准混合物，30min内5种邻苯二甲酸酯得到了较好的分离，在4-50mg/L的浓度范围内，邻苯二甲酸丁苄酯的标准曲线具有良好的线性相关性，工业废水加标测定，回收率可达104%-109%。
②荧光法及荧光分子传感法
目前荧光法及荧光分子传感法已经成功应用于环境内分泌干扰物测定，经研究证实，其选择性、重现性、可逆性及寿命较好。如利用荧光法测定水中残留的双酚A，线性范围为0.4-300μg/L，检出限为0.020μg/L；检测环境样品中的PAEs，线性范围5.03×10-7-1.01×10-5mol/L，检出限为8.3×10-8mol/L。
5.2.2生物学方法
子宫生长试验是最经典的生物学方法。选用未成熟的小鼠或大鼠，或用手术方法去除卵巢，再给子受试物，以给药前后子宫湿重和子宫湿重与体重之比的变化为指标，通过测定外源性雌激素对动物是否具有促进子宫生长的作用来评价其雌激素样活性。如采用体内小鼠子宫增重方法，检测苯二甲酸丁基苄酯内分泌干扰物在非常安全的剂量下就已经显示雌激素活性。辛基酚可使大鼠子宫湿重、子宫内皮细胞厚度、子宫腺数量明显增加，具有明显的内分泌干扰活性。
该法优点是可作为整体实验，经济、方便，但不够灵敏，影响因素较多，动物实验结果外推到人时有很大难度[1]。
5.2.3细胞学方法
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着一种抑制雌激素敏感细胞增殖的特异性物质，雌激素可中和特异性物质，清除其抑制效应，从而诱导细胞增殖。该法所用细胞来源于人，排除了由动物实验外推到人的不肯定性，其结果能可靠地预测内分泌干扰物对人体健康的影响，其敏感性较高、简单易行，不仅可以检测多种外源性雌激素，而且可用于检测存在于泥上，水、人、或动物食物中的具有雌激素活性的外源化合物。但该法细胞培养实验条件要求较高，而且会因为不同细胞株对雌激素的敏感性，培养条件、所用血清等的不同，检测结果会相差较大[1]。
5.2.4生物化学法
生物化学方法主要有过氧化物酶活力测定法，由于子宫中的过氧化物酶对环境雌激素有特异性应答，子宫重量和过氧化物酶活性有显著相关性，通过细胞生长曲线和特异性蛋白含量测定来判断受试物的雌激素活性及强度。但由于过氧化物酶常温下易失活，且酶活性会随时间的延长而下降，因此操作须在低温下进行，且应尽快并同时进行测定[1]。
5.2.5分子生物学方法
将人ER基因雌激素应答表达质粒和编码β-半乳糖苷酶的LacZ基因转染入酵母，前两者组成雌激素受体反应单位，调节LacZ的表达，通过半乳糖苷酶的化学作用判断外来物质的雌激素活性。许多生物技术虽然己经介入EDCs的环境监测领域，但要发展为成熟稳定、系统规范、便捷实用的检测方法，仍需进行大量的研究工作子以完善[1]。
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