宁波东钱湖典型环境雌激素的检测及风险评价

沙昊雷，张芝燕，夏静芬，陶丹丹

(浙江万里学院生物与环境学院，浙江 宁波　315100)

宁波东钱湖典型环境雌激素的检测及风险评价

沙昊雷，张芝燕，夏静芬，陶丹丹

(浙江万里学院生物与环境学院，浙江 宁波315100)

采用固相萃取-衍生化-气相色谱法对东钱湖水体中典型环境雌激素进行了检测。结果显示，在东钱湖水体中检测到6种环境雌激素，其中水上乐园和小普陀2个采样点的4-壬基酚(4-NP)含量普遍高于其他采样点。分析其原因，该2个采样点的餐饮业和旅游业较发达，推测有餐饮废水和洗涤废水排入水体导致。最后对双酚A(BPA)、邻苯二甲酸二乙酯(DEP)、邻苯二甲酸二丁酯(DBP)这3种残留量较大的环境雌激素选用美国环境保护署(US EPA)推荐的暴露计算方法进行健康风险评价，结果显示，非致癌风险指数均小于1，不会对人体造成明显的不良影响，饮用所带来的风险要远大于皮肤接触。

环境雌激素；类固醇类；双酚A；烷基酚；邻苯二甲酸酯；风险评价

1　前　言

环境雌激素包括类固醇类、双酚类和烷基酚类、邻苯二甲酸酯类、多氯联苯类、二噁英类、农用化学品等。环境雌激素属于内分泌干扰物质，一旦进入到生物体中，会对生物体内正常的内分泌系统产生干扰，从而破坏内分泌系统的调控作用，甚至造成神经系统、生殖系统、免疫系统异常等[1～3]。然而随着工业的发展，水体中的环境雌激素含量也在不断的增加，总量已经不容小觑，而东钱湖作为饮用水源保护地，是宁波市境内最重要的水体之一，对其水体中环境雌激素的检测和风险评价很有必要。

表1　实验试剂

2　实验部分

2.1实验试剂

实验试剂详见表1。

2.2实验仪器及条件

实验仪器：TRACE 1300型气相色谱仪(美国热电公司)；色谱柱：TG-5MS(30m×0.25mm)(美国热电公司)；SBEQ-CR1012 SPE萃取装置(美国色谱科(SUPELCO)公司)；CNWBOND HC-C18固相萃取柱(上海安谱科学仪器有限公司)。

为确保目标样品在检测中的有效分离，本实验将采用两种气相色谱的升温程序分别对类固醇类、双酚类、烷基酚和PAEs进行检测分析，具体升温程序如下：

(1)类固醇类、双酚类和烷基酚类的GC检测条件(升温程序1)：以氮气为载气，柱温升温程序：初始温度100℃，保持2min，然后以20℃/min升至230℃并保持2min，再以2℃/min升至280℃，保持5min。采用不分流进样方式，进样体积为1.0μL。

(2)PAEs 的GC检测条件(升温程序2)：以氮气为载气，柱温升温程序：初始温度100℃，保持1min，然后以10℃/min升至200℃并保持5min，再以5℃/min升至280℃，保持8min。采用不分流进样方式，进样体积为1.0μL。

2.3实验方法

那个时候郑军里的画确有唐画的富丽气象，笔墨的清新格调及马和人物的风姿，卓然而立于那个时候难见突破的中国画领域，尤其洞开广西少数民族人物画沉闷的思维和视觉。这种新风格跟80年代以来的那种趋新求变完全不同，有令人心悦诚服的笔墨技巧，借古开今，画面格调闪耀着强烈温暖的时代光芒。

2.3.1样品采集与预处理

对东钱湖的4个采样点(韩岭、水上乐园、小普陀和沙山公园采样点)进行水样的采集，将采集好的水样装于洁净的塑料瓶中，密封保存。

将采集的水样进行固相萃取处理，萃取方法参考文献[4]，使用5mL甲醇和5mL水活化C18小柱；将0.45μm有机滤膜过滤好的水样通过C18小柱，弃去流出液；用少量水淋洗柱壁，抽气5min，以除去柱中水分；用2mL的二氯甲烷洗脱小柱两次；最后在40℃水浴中氮吹至干，用1mL甲醇定容。每个采样点的样品取3个平行样。

2.3.2样品衍生化

在经固相萃取好的水样中，加入20μL吡啶和20μL五氟丙酸酐，在70℃下衍生30min[5]。衍生好的样品装于2mL的进样中，用锡箔纸封住瓶口。

3　实验结果分析与讨论

3.1混合标准溶液的检测分析

类固醇类、双酚类和烷基酚类的混合标准溶液配制的浓度约20 mg/L，经衍生化后，按GC设定的升温程序1进行检测，得到的出峰情况如图1所示。邻苯二甲酸酯类标准物质(PAEs)的标准溶液配制的浓度约20mg/L，经衍生化后，按GC设定的升温程序2进行检测，得到的出峰情况如图2所示。类固醇类、双酚类、烷基酚类和PAEs的线性回归方程及相关系数(峰面积与浓度之间的线性方程)见表1。

从表2可以看出，实验所得的相关系数均呈现良好的线性关系，说明实验的整体误差相对较少。

图1　类固醇类、双酚类和烷基酚类混合标准溶液的气相色谱图Fig.1　Gas chromatogram of the mixed standard solution of steroid hormone, bisphenol and alkyl phenol

图2　PAEs混合标准溶液的气相色谱图Fig.2　Gas chromatogram of the mixed standard solution of PAEs

名称线性回归方程R24-NPy=84422x-160050.9982BPAy=47825x-357510.9972E1y=34666x-114120.9955E2y=32870x-206220.9967EE2y=33865x-181870.9975E3y=7371.6x-139710.9905DMPy=66504x+1168960.9866DEPy=83062x+1808790.9871DBPy=68158x+431820.9930BBPy=71855x+391990.9912DEHPy=72657x+218110.9931DOPy=64894x+2525.90.9909

3.2样品的检测分析

表3　东钱湖上4个采样点环境雌激素含量

注：“-”表示水样中未测得。

分析表3数据可得，东钱湖中水上乐园和小普陀2个采样点的4-NP含量较高，该2个采样点属于景区，餐饮业较发达，且周末户外野餐、自主烧烤活动较频繁，因而推断有较多洗涤废水流入湖中，而使得4-NP含量较其他2个采样点高，而其他3种可检测到的雌激素在4个采样点的浓度分布相对比较平均。

王凡等[6]对长江武汉段水体中的PAEs类物质进行了检测，结果显示DMP含量为0.031～0.295 μg/L，DBP含量为0.014～28.63 μg/L，DEP含量为0.032～0.365 μg/L。由检测数据对比可知，东钱湖中的DMP、DBP浓度与其差异不大，而DEP的最大浓度的含量接近长江武汉段水体最大值的10倍，由此看出，东钱湖水体中邻苯二甲酸二乙酯的污染程度远超长江武汉段。

《中华人民共和国生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)中规定BPA的浓度限值为10 μg/L，DEP的浓度限值为300 μg/L，DBP的浓度限值为3 μg/L。与标准对照可知，东钱湖的4个采样点的BPA和DEP含量均符合标准，而DBP在其中3个采样点中均超过了标准值，而DBP已被美国列为优先控制的污染物，并且具有雌激素活性，因此需特别重视其造成的影响。

4　水样中环境雌激素含量的健康风险评价

本次健康风险评价选用美国环境保护署(US EPA)推荐的暴露计算方法，拟对所检测到的6种环境雌激素进行评价，但考虑到很多环境雌激素没有可以参考的数据，故选择对BPA、DEP、DBP三种环境雌激素进行健康风险评价。其中BPA属于致癌物，DEP和DBP属于非致癌物，但BPA没有可参考的致癌斜率因子，由于致癌物与非致癌物均具有非致癌危险效应[7]，所以对这3种环境雌激素进行非致癌风险评价。本次健康风险评价主要考虑饮用和直接接触两种途径[8]。

4.1长期日摄入量(Chronic Daily Intake,CDI)计算

CDI表示人体每千克重量每天经由皮肤通过摄入、吸入或吸收的污染物的量，CDI计算采用US EPA推荐的计算公式[7,8]，如下：

饮水途径暴露计算：

(1)

皮肤接触暴露途径计算：

(2)

(3)

该健康风险评价中所有的参考数据均是US EPA网站上查的数据，部分为估计值[7～9]，如表4所示。

表4　CDI评价过程中的参考数值

4.2风险指数(Hazard Index，HI)计算

非致癌风险通常用风险指数HI表示，计算公式如下，其中RfD(reference dose,RfD)是指非致癌允许摄入量参考剂量：

(4)

BPA、DEP、DBP的非致癌允许摄入量参考剂量(RfD)如表5所示。

表5　非致癌允许摄入量参考剂量(RfD)

将表4中的数据代入(1)、(2)、(3)、(4)四个计算公式中，求出非致癌风险指数。东钱湖中3个采样点计算所得的非致癌风险指数如表6所示。

表6　东钱湖采样点的非致癌风险指数

注：“-”表示测定数据低于检出限，未进行评价，累积风险指数为所有风险指数的累加。

对于非致癌风险指数大于1时，则会对人体产生危害。而从东钱湖的3个采样点的累积风险可见，风险指数均小于1，则认为该水体中的环境雌激素含量暂时不会对人体造成明显的不良影响，但考虑到低剂量效应，不能忽视其所带来的危害。同时对比饮用含环境雌激素的水和皮肤接触两种途径的风险指数可得，饮用所带来的风险要远大于皮肤接触，一旦环境风险指数超过1，将会对人体健康产生严重影响。

5　结论与展望

5.1结论

(1)从分析结果中可以看出，东钱湖中水上乐园和小普陀2个采样点的4-NP含量普遍高于其他采样点，考虑附近餐饮业和旅游业较发达，有餐饮废水和洗涤废水排入而引起的。

(2)在对BPA、DEP和DBP这3种环境雌激素所做的健康风险评价中可以看出，所得的非致癌风险指数均小于1，暂不会对人体产生明显的不良影响，饮用所带来的风险要远大于皮肤接触。

5.2展望

(1)目前我国没有完善的环境雌激素质量标准及健康风险评价模型，考虑到环境雌激素的低剂量效应，希望在将来能完善相应的环境质量标准和健康风险评价模型。

(2)在水样预处理富集的过程中，会造成少量目标提取物质的损失，需要继续不断完善相关检测手段和方法，使结果更加精确。

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The Detection and Risk Assessment of Typical Environmental Estrogens in Dongqian Lake of Ningbo

SHA Hao-lei，ZHANG Zhi-yan，XIA Jing-fen，TAO Dan-dan

(CollegeofBiological&EnvironmentalSciences,ZhejiangWanliUniversity,Ningbo，Zhejiang315100,China)

The typical environmental estrogens in Dongqian Lake were detected by solid-phase extraction, derivatization and gas chromatography. The results showed that six kinds of environmental estrogens were detected in Dongqian Lake. The concentrations of 4-nonylphenol (4-NP) in the two points of Water park and XiaoPuTuo were generally higher than that of other sampling points. By analyzing the facts, the catering and the tourism industries were more developed at these two sampling points, which could be speculated that the discharge of the restaurant wastewater and washing wastewater can resulted in this situation. At last, the health risk caused by the three environmental estrogens (bisphenol A(BPA), diethyl phthalate(DEP), dibutyl phthalate (DBP)) with large remaining amount were assessed and the health risk assessment had utilized the exposure calculation method which recommended by the U. S. Environmental Protection Agency (US EPA). The results showed that the hazard indexes of BPA, DEP and DBP’s were far below one and will not cause obvious adverse effect to human body, and the risk of drinking was more than that of the skin contact.

Environmental estrogens; steroid hormone; Bisphenol A; Alkyl phenol; Phthalie acid estesr(PAEs); health risk assessment

2015-06-30

浙江省自然科学基金项目(LQ13B070004); 浙江省大学生科技创新活动计划(新苗人才计划)项目(2014R419022)；宁波市基金(2015A610255);宁波市科技富民惠民项目(2015C50002);住建部科技项目(2015-K7-008)。

沙昊雷(1981-)，男，浙江宁波人，2007年毕业于浙江工业大学环境工程专业，硕士，助理研究员，研究方向为环境样品监测和环境污染控制。

X832

A

1001-3644(2015)06-0010-05