水源水雄激素受體干擾效應(yīng)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(fā)利用國家工程中心有限公司，上海 200082 2. 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京 100085

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水源水雄激素受體干擾效應(yīng)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(fā)利用國家工程中心有限公司，上海 200082 2. 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)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(yīng)，但是其他效應(yīng)如雄激素受體干擾效應(yīng)卻罕見報(bào)道。為了彌補(bǔ)這方面資料的缺乏，應(yīng)用雄激素受體雙雜交酵母結(jié)合S9代謝方法評(píng)價(jià)了我國6大流域23個(gè)水源地水源水以及3個(gè)供水廠不同工藝出水樣品的雄激素受體干擾效應(yīng)。結(jié)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(dǎo)效應(yīng)，但都觀察到了抑制效應(yīng)，抑制效應(yīng)以抑制劑氟他胺當(dāng)量濃度進(jìn)行表征：直接抑制效應(yīng)在0.67～3.68 μg·L-1之間，間接抑制效應(yīng)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(yīng)明顯高于其他流域；經(jīng)S9代謝后，有16個(gè)水源地的氟他胺當(dāng)量比代謝前降低。3個(gè)飲用水廠處理工藝能夠使源水的雄激素受體抑制效應(yīng)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(yīng)物質(zhì)，目前水廠常規(guī)處理工藝對(duì)雄激素受體干擾效應(yīng)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(duì)水體中的雄激素受體干擾效應(yīng)進(jìn)行評(píng)價(jià)，是飲用水安全評(píng)價(jià)的重要補(bǔ)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(guān)系到人民群眾的身體健康和社會(huì)穩(wěn)定，也是我國公共衛(wèi)生安全體系的重要組成部分。隨著我國經(jīng)濟(jì)的迅速發(fā)展，工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)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(yán)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(huán)境污染物中，環(huán)境內(nèi)分泌干擾物因其能夠引起人和野生動(dòng)物的生殖生理健康，已經(jīng)得到了廣泛的重視[1]。

目前對(duì)于環(huán)境內(nèi)分泌干擾物的評(píng)價(jià)方法主要有化學(xué)分析和生物毒性測試兩大類。化學(xué)分析方法因其檢測限低、重復(fù)性好、能夠?qū)哿课镔|(zhì)進(jìn)行定量，已經(jīng)被證明是檢測環(huán)境內(nèi)分泌干擾物的有效方法[2]。例如本文作者利用氣相色譜-質(zhì)譜方法發(fā)現(xiàn)內(nèi)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(nèi)分泌干擾物在我國的水源水體中廣泛存在[3]。然而由于內(nèi)分泌干擾物種類繁多，化學(xué)分析不能窮究環(huán)境樣品中的所有具有內(nèi)分泌干擾效應(yīng)的污染物[4]，而且僅由環(huán)境內(nèi)分泌干擾物的濃度并不能得知其毒性效應(yīng)的強(qiáng)弱。再次，化學(xué)分析方法對(duì)儀器的依賴度較高，耗時(shí)耗力。近年來發(fā)展出的離體生物毒性測試方法，通過測定樣品的整體內(nèi)分泌干擾效應(yīng)而無需知道樣品的詳細(xì)化合物組成，且操作簡單、快速、經(jīng)濟(jì)和高效的優(yōu)點(diǎn)，已經(jīng)成為化學(xué)分析方法的重要補(bǔ)充[5]。通過離體生物毒性測試方法測試樣品的總體內(nèi)分泌干擾效應(yīng)，通過化學(xué)分析方法分析樣品中已知內(nèi)分泌干擾物的濃度，再結(jié)合各內(nèi)分泌干擾物的效應(yīng)強(qiáng)度因子，可甄別出主要的內(nèi)分泌干擾效應(yīng)物質(zhì)[3]。

在環(huán)境內(nèi)分泌干擾物中，對(duì)雌激素受體干擾物質(zhì)的研究最多。很多環(huán)境污染物被證實(shí)具有雌激素受體干擾效應(yīng)，它們通過作用雌激素受體發(fā)揮干擾作用?，F(xiàn)有文獻(xiàn)已經(jīng)證明內(nèi)分泌干擾物亦能夠干擾生物體內(nèi)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(huán)芳烴和多氯聯(lián)苯類等諸多常見環(huán)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(tài)風(fēng)險(xiǎn)[7-9]。

本研究采用的重組雙雜交雄激素受體基因和Lac Z報(bào)道基因酵母評(píng)價(jià)環(huán)境內(nèi)分泌干擾物的方法，檢測了全國23個(gè)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(yīng)的情況，為評(píng)價(jià)飲用內(nèi)分泌干擾物對(duì)人體健康的影響提供了一定的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，填補(bǔ)了目前我國飲用水水源缺乏雄激素受體干擾效應(yīng)的空白。

1 材料與方法 (Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

儀器：酶標(biāo)儀(GENios，Tecan)，分光光度計(jì)(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(jí)超凈工作臺(tái)(BCN-1360)均為哈東聯(lián)公司產(chǎn)品，固相萃取裝置(Visiprep DL SPE，Supelco)，旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)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(dòng)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(jí)，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(shí)驗(yàn)過程中使用的純水全部來自Milli-Q純水凈化系統(tǒng)(Millipore)。其他碳酸鈉等均為分析純，購自國藥試劑。

1.2 實(shí)驗(yàn)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(yǎng)缺陷型(SD/-Trp/-Leu)培養(yǎng)液中，使用前重新復(fù)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(yǎng)基中，置于轉(zhuǎn)速150 r·min-1，溫度30 ℃全溫震蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)36 h，測定稀釋10倍培養(yǎng)液在600 nm的光密度(以培養(yǎng)基為空白)，讀數(shù)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(gè)水源地的采樣，采集范圍涵蓋了全國六大流域(表1)。每個(gè)樣點(diǎn)采水樣30 L，于棕色玻璃瓶貯存，并當(dāng)天運(yùn)回實(shí)驗(yàn)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(jīng)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(duì)水樣進(jìn)行富集，速率約為6 mL·min-1，然后用真空泵抽干(時(shí)間約5 min)。用15 mL二氯甲烷分3次對(duì)萃取柱洗脫，每次5 mL。用旋蒸濃縮至2 mL，高純氮?dú)獯蹈?，?.3 mL DMSO溶解，-20 ℃冰箱保存?zhèn)溆谩＿x用超純水作為空白對(duì)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(diǎn)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(diǎn)。

Note: * Sample sites.

1.4 酵母測試方法

本實(shí)驗(yàn)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(jié)合域序列(GAL4DNA-BD)和人雄激素受體LBD(hAR-LBD)基因結(jié)合，構(gòu)建出BD- hAR-LBD融合表達(dá)載體；同時(shí)將GAL4蛋白轉(zhuǎn)錄激活結(jié)構(gòu)域(GAL4DNA-AD)和受體共激活因子蛋白GRIP1結(jié)合，構(gòu)建AD-受體共激活因子融合表達(dá)載體。將這2個(gè)表達(dá)載體共轉(zhuǎn)化至酵母Y187內(nèi)表達(dá)。Y187酵母細(xì)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(dāng)有雄激素存在時(shí)，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(dòng)報(bào)告基因lacZ表達(dá)，通過測定報(bào)道基因LacZ表達(dá)產(chǎn)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(biāo)準(zhǔn)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(yǎng)，檢測抑制酶活性。結(jié)果以對(duì)二氫睪酮(5×10-8mol·L-1)誘導(dǎo)酶活性的抑制百分比表示，并繪制劑量效應(yīng)曲線(標(biāo)準(zhǔn)曲線)，求回歸方程。

1.4.1 無代謝活化(- S9)的實(shí)驗(yàn)步驟

將50～100 μL新鮮凍融的酵母菌株接種到10 mL SD培養(yǎng)液中，按1 μL·mL-1SD培養(yǎng)液比例補(bǔ)加50 μmol·L-1CuSO4，置于轉(zhuǎn)速130 r·min-1, 溫度30 ℃全溫震蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)20 h；用SD培養(yǎng)液10倍稀釋菌液后在600 nm測吸光度(以培養(yǎng)基為空白)；進(jìn)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(duì)應(yīng)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(duì)照)和5 μL用DMSO溶解的樣品混勻；將以上溶液各200 μL依次轉(zhuǎn)移到96孔板中。然后于800 r·min-1，30 ℃振蕩培養(yǎng)4 h；培養(yǎng)結(jié)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(chǔ)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?fù)u床上1 100 r·min-1預(yù)培養(yǎng)10 min；再加入40 μL O-NPG (13.3 mmol·L-1，溶于基礎(chǔ)緩沖液)將酶反應(yīng)啟動(dòng)；對(duì)于E2來說，這樣的過程約需要20 min，對(duì)于樣品來說一般也應(yīng)在60 min內(nèi)加入100 μL Na2CO3(1 mol·L-1)溶液終止反應(yīng)；取上清液200 μL至酶標(biāo)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(shí)驗(yàn)步驟

將50～100 μL新鮮凍融的酵母菌株接種到10 mL SD培養(yǎng)液中加10 μL CuSO4(按1 μL·mL-1SD培養(yǎng)液比例補(bǔ)加50 μmol·L-1CuSO4)，置于130 r·min-1，溫度為30 ℃的恒溫?fù)u床中培養(yǎng)20 h；用SD培養(yǎng)液10倍稀釋菌液后在600 nm測吸光度(以培養(yǎng)基為空白)；進(jìn)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(duì)應(yīng)的EP管中，分別加入5 μL DMSO(空白)，5 μL用DMSO溶解的陽性對(duì)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(zhuǎn)移到96孔板中。然后于800 r·min-1，30 ℃振蕩培養(yǎng)2 h；培養(yǎng)結(jié)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(chǔ)緩沖液和20 μL氯仿(每孔逐滴加入)，在30 ℃的恒溫?fù)u床上1 100 r·min-1預(yù)培養(yǎng)10 min；再加入40 μL O-NPG(13.3 mmol·L-1，溶于基礎(chǔ)緩沖液)將酶反應(yīng)啟動(dòng)，隨著進(jìn)一步的培養(yǎng)，對(duì)于E2來說，這樣的過程約需要20 min，對(duì)于樣品來說一般也應(yīng)在60 min內(nèi)加入100 μL Na2CO3(1 mol·L-1)溶液終止反應(yīng)；取上清液200 μL至酶標(biāo)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(shù)據(jù)處理

半乳糖苷酶活性U計(jì)算如下:

U= (OD420s-OD420b)/(t×V×OD600)

(1)

其中：OD420s，OD420b分別表示樣品和空白對(duì)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(yīng)時(shí)間(120 min)；V為測定時(shí)溶液體積(0.2 mL)。

用Logistic數(shù)學(xué)模型對(duì)氟他胺拮抗劑與二氫睪酮所產(chǎn)生的劑量-效應(yīng)關(guān)系曲線進(jìn)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(shù)抑制效應(yīng)濃度；p為曲線中段部分的相對(duì)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(dǎo)產(chǎn)生的酶活性，Up為陽性對(duì)照誘導(dǎo)產(chǎn)生的酶活性。

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

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 氟他胺對(duì)二氫睪酮活性抑制的劑量-效應(yīng)關(guān)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(jié)合雄激素受體[10]。本實(shí)驗(yàn)選取氟他胺作為雄激素的標(biāo)準(zhǔn)拮抗劑，暴露雙雜交酵母細(xì)胞，考察其對(duì)酵母酶活性值的抑制作用。經(jīng)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(xì)胞，結(jié)果發(fā)現(xiàn)氟他胺對(duì)二氫睪酮誘導(dǎo)酶活性具有明顯的抑制作用，與抑制百分率呈劑量效應(yīng)關(guān)系，式(2)中A1=1.06、A2=101.80、c0=7.40×10-6、p=0.49(圖1)。根據(jù)抑制的劑量-效應(yīng)關(guān)系，氟他胺的半數(shù)抑制效應(yīng)濃度值(IC50)為7.4×10-6mol·L-1，與Sohoni等[11]報(bào)道氟他胺對(duì)二氫睪酮抑制的結(jié)果非常接近。

2.2 水源水雄激素受體干擾效應(yīng)

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

有一定的關(guān)系，全國六大流域的水樣都普遍含有雄激素受體抑制效應(yīng)物質(zhì)。從流域方面來看，未經(jīng)S9代謝時(shí)，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(yīng)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(jīng)S9代謝后，雄激素受體抑制效應(yīng)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(duì)5×10-8 mol·L-1二氫睪酮誘導(dǎo)酶活性抑制的劑量-效應(yīng)關(guān)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(yīng)(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(yīng)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(yīng)(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(huán)境污染物，如抗氧化劑、有機(jī)氯、有機(jī)磷、抗生素、內(nèi)分泌干擾物以及很多工業(yè)生產(chǎn)的殺蟲劑、藥品和個(gè)人護(hù)理品等。Zhang等[12]研究了我國人群和動(dòng)物排泄的內(nèi)分泌干擾物濃度水平，并結(jié)合58個(gè)流域人口和經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平，預(yù)測了各流域排放的內(nèi)分泌干擾物總量。結(jié)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(yīng)與采樣點(diǎn)所在其后?；春印㈤L江流域是我國經(jīng)濟(jì)發(fā)展較快、人口和大城市較多、工業(yè)較為密集的地區(qū)，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(qū)的發(fā)展水平密切相關(guān)。此外，Hodges等[13]也發(fā)現(xiàn)在中國的東部和南方地區(qū)，個(gè)人護(hù)理品的排放量比其他地區(qū)要高，和當(dāng)?shù)鼐用竦妮^富裕的生活水平有關(guān)系，這些地區(qū)的居民有能力使用大量的個(gè)人護(hù)理品。個(gè)人護(hù)理品包含大量藥品、化妝品等，這些化學(xué)物質(zhì)很多都具有內(nèi)分泌干擾效應(yīng)。在中國水體中被廣泛檢出的很多污染物已經(jīng)被證實(shí)具有雄激素受體干擾效應(yīng)，包括雙酚A、鄰苯二甲酸酯類和4-苯基苯酚等[14-18]?？梢婋S著我國經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，工業(yè)化程度的提高，越來越多的環(huán)境污染物被排放到水體中，這些與水體的內(nèi)分泌干擾活性有著密切的關(guān)系。

很多體內(nèi)測試結(jié)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(yīng)，但是這些過程很復(fù)雜，機(jī)理不明確，涉及很多生物化學(xué)反應(yīng)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(jié)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(yīng)。

2.3 飲用水處理工藝出水雄激素受體效應(yīng)

樣品的雄激素受體干擾效應(yīng)檢測結(jié)果表明，所有檢測樣品不具有雄激素受體誘導(dǎo)效應(yīng)；但是，測試樣品均檢測出雄激素受體抑制效應(yīng)(圖3)。雄激素受體抑制效應(yīng)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(gè)飲用水廠能夠使代謝前原水的雄激素受體抑制效應(yīng)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(guī)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(yīng)物質(zhì)，對(duì)代謝后的這類物質(zhì)的去除效果要優(yōu)于代謝前，這一點(diǎn)與維甲酸受體抑制效應(yīng)物質(zhì)的結(jié)果相類似[22]。Ormad等[23]研究表明，過濾工藝能夠去除60%的有機(jī)氯農(nóng)藥。然而過濾工藝是一個(gè)物理過程，并沒有分解有機(jī)污染物，只是將有機(jī)污染物從一種介質(zhì)轉(zhuǎn)移到另一種介質(zhì)，對(duì)濾料上吸附的有機(jī)物仍需后續(xù)處理?？傊?，凈水工藝對(duì)雄激素受體干擾物的去除過程非常復(fù)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?yàn)檫@類內(nèi)分泌干擾物在很低濃度時(shí)就能夠影響生物體的生理功能，并且常規(guī)的水處理工藝不能夠完全去除這類物質(zhì)，因此出水中含有的這類物質(zhì)仍然有可能危害水質(zhì)安全，給人體帶來風(fēng)險(xiǎn)[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(yīng)物質(zhì)。飲用水常規(guī)處理工藝不能完全去除這類物質(zhì)，給人體健康帶來隱患。今后需繼續(xù)對(duì)水體中的主要雄激素受體干擾效應(yīng)物質(zhì)進(jìn)行甄別和評(píng)價(jià)。重組雙雜交雄激素受體酵母測試結(jié)合S9代謝活化步驟能夠快速、準(zhǔn)確的對(duì)水體中的雄激素受體干擾效應(yīng)進(jìn)行評(píng)價(jià)，是飲用水安全評(píng)價(jià)的重要補(bǔ)充手段。

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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(xué)基金重大項(xiàng)目(51290283)；中科院“十三五”規(guī)劃重點(diǎn)培育方向項(xiàng)目(YSW2013A02)；上海市科學(xué)技術(shù)委員會(huì)科研計(jì)劃項(xiàng)目(14231200303)

姜巍巍(1984-)，男，博士，高級(jí)工程師，研究方向?yàn)樗鷳B(tài)毒理學(xué)，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?yàn)樗鷳B(tài)毒理學(xué)。

姜巍巍, 言野, 李娜, 等. 水源水雄激素受體干擾效應(yīng)及在水處理工藝中的變化[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，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)