類固醇激素在環(huán)境中的污染現(xiàn)狀及歸趨

楊雷，張晉娜，史文俊，彭濤，熊倩，石義靜,#，應光國1,,*

1. 中國科學院廣州地球化學研究所，有機地球化學國家重點實驗室，廣州 510640 2. 華南師范大學環(huán)境研究院，廣東省化學品污染與環(huán)境安全重點實驗室，環(huán)境理論化學教育部重點實驗室，廣州 510006 3. 中國科學院大學，北京 100049

類固醇激素是一類四環(huán)脂肪烴化合物，具有生物活性基團，包含環(huán)戊烷多氫菲母核，即3個六元環(huán)和1個五元環(huán)(圖1)。類固醇激素有助于控制機體的正常代謝、晝夜節(jié)律和性征發(fā)育等，也能幫助機體抵御某些疾病和傷害[1]。同時，環(huán)境中的類固醇激素又是一類非常重要的內分泌干擾物(endocrine disrupting chemicals, EDCs)，其在極低的濃度下(如1 ng·L-1)就可能對生物體造成危害[2]，故相比于其他內分泌干擾物，類固醇激素具有更強的干擾效果。因此，環(huán)境中殘留的類固醇激素可能對環(huán)境構成潛在威脅[3-4]。據文獻報道，類固醇激素不僅在城市污水處理廠、養(yǎng)殖場及其周邊環(huán)境中頻繁檢出，甚至在多種魚體組織中也有檢出，且部分檢出濃度高于預測無效應濃度(predicted no effect concentration, PNEC)[4-6]。目前，關于類固醇激素的研究主要集中于雌激素[7-9]，而關于雄激素、孕激素、糖皮質激素和鹽皮質激素的研究則相對較少。本文對類固醇激素的主要來源、途徑、污染現(xiàn)狀和環(huán)境行為等進行了系統(tǒng)的總結和歸納，以期為類固醇激素的后續(xù)研究提供參考，為進一步評價類固醇激素對環(huán)境所帶來的風險和威脅提供基礎數(shù)據。

圖1 類固醇激素的框架(6-6-6-5結構)Fig. 1 Framework of steroid hormones (6-6-6-5 structure)

1 類固醇激素的分類及相關性質(Classification and properties of steroid hormones)

根據來源，類固醇激素可以分為天然和合成兩大類。環(huán)境中天然類固醇激素主要來自人和動物體的代謝物，如糞便、尿液等[10-12]；合成類固醇激素則是通過人工合成，經使用后釋放到環(huán)境中。所有類固醇激素穿透質膜后與細胞內受體結合而發(fā)揮作用，根據與之結合的受體不同，可分為雌激素、雄激素、孕激素、糖皮質激素和鹽皮質激素五類，物理化學性質見表1。

雌激素(estrogen)是C18類固醇激素，類固醇激素中僅自由態(tài)的雌激素可電離，雌激素能影響內分泌系統(tǒng)、機體代謝和骨骼生長，同時也可以促進和維持女性的第二性征[1,13]。雄激素(androgen)是C19類固醇激素，在哺乳動物中，天然雄激素主要由睪丸產生，用于促進雄性器官的生長、組織再生和維持雄性第二性征，合成雄激素常被用作生長促進劑和動物的疾病預防和治療[1,13]。孕激素(progestogen)是C21類固醇激素，主要作用是促進女性器官生長及維持第二性征和生殖功能[1]，可以單獨使用或與雌激素一起使用[14]，用于治療月經紊亂、不育癥和子宮內膜異位癥等[13]。糖皮質激素(glucocorticoid)是C21類固醇激素，由腎上腺皮質中束帶分泌，能影響蛋白質、脂質和糖類的合成，同時也具有免疫抑制、抗炎、抗毒和抗休克的功能[15-16]。鹽皮質激素(mineralocorticoid)是C21類固醇激素，由腎上腺皮質球狀帶細胞分泌，主要作用是促進腎小管保鈉排鉀[17]。

2 類固醇激素在不同環(huán)境介質中的污染分布(Occurrence of steroid hormones in various environmental matrix)

環(huán)境介質中類固醇激素主要來源于人類活動、畜牧、水產養(yǎng)殖、藥廠以及醫(yī)院等[15]。類固醇激素在機體內參與代謝活動，未被代謝的部分及代謝產物以自由態(tài)和共軛態(tài)的形式通過糞便和尿液排出體外[18]。以人類為源的城市污水處理廠和以動物為源的養(yǎng)殖場是環(huán)境中類固醇激素的主要來源[12,14]。畜禽養(yǎng)殖場污水往往不經過處理或簡單處理后直接排放，畜禽糞便作為有機肥農用的方式也較為普遍[19]。同時，現(xiàn)有城市污水處理系統(tǒng)未能完全去除類固醇激素，使得類固醇激素及其代謝產物在環(huán)境中蓄積，對生態(tài)系統(tǒng)構成潛在威脅。

2.1 污水處理廠

天然和合成類固醇激素通過機體代謝排放的方式進入城市污水系統(tǒng)，隨著人們對其危害的認識逐漸加深，污水處理廠中類固醇激素的分布及歸趨受到了研究者們的廣泛關注。類固醇激素在進水中的濃度從側面反映出其在服務區(qū)域內的使用情況，在出水和活性污泥中的濃度則表明類固醇激素的去除情況及其對環(huán)境殘留的貢獻。筆者總結了不同國家和地區(qū)污水處理廠中常見類固醇激素(包括5種雌激素、14種雄激素、10種孕激素和8種糖皮質激素)的濃度分布及去除情況(附表SI-1)?？傮w上，進出水及活性污泥中雌激素和雄激素的檢出濃度普遍高于孕激素和糖皮質激素(圖2)。

污水處理廠進水檢測出的類固醇激素以天然類固醇激素為主。天然雌激素17α-雌二醇(E2α)、17β-雌二醇(E2β)、雌酮(E1)和雌三醇(E3)的檢出頻率和檢出濃度較高，濃度最高達8 150 ng·L-1(E1)[20]，合成雌激素17α-乙炔雌二醇(EE2)濃度相對較低，除新加坡某一污水處理廠外(152.7 ng·L-1)，檢出濃度均低于19.9 ng·L-1。天然雄激素雄酮(ADS)、表雄酮(EADR)、1,4-雄烯二酮(ADD)和雄烯二酮(AED)等的檢出濃度一般比其他類固醇激素高1～3個數(shù)量級[5,21-23]。孕激素孕二醇(PGD)、17α-羥孕酮(17α-HP)和甲基炔諾酮(NGT)等的檢出頻率和檢出濃度較高，濃度最高達400 ng·L-1(PGD)[23]。中國廣東某污水處理廠合成孕激素NGT的檢出濃度為28.3～35.3 ng·L-1[14]，遠高于其他合成孕激素。天然糖皮質激素的檢出濃度(1～130 ng·L-1)高于合成糖皮質激素(ND～15.1 ng·L-1)，其中皮質醇(CRL)、可的松(CRN)、潑尼松龍(PREL)和潑尼松(PRE)等檢出頻率和濃度也較高，最高達130 ng·L-1(CRL)[24]。鹽皮質激素在污水處理廠的檢出情況暫未見報道。導致類固醇激素高濃度檢出可能是因為：(1)這幾類天然類固醇激素的大量排放；(2)共軛態(tài)類固醇激素(葡萄糖醛酸鹽和硫酸鹽)在微生物的作用下發(fā)生解離，釋放出自由態(tài)類固醇激素；(3)由結構相似的其他幾類類固醇激素或化學物質轉化而來[5,14-15]。

表1 常見類固醇激素的物理化學性質Table 1 Physical and chemical properties of common steroid hormones

續(xù)表1英文名English name縮寫Abbreviation中文名Chinese name化學式Formula溶解度/(mg·L-1)Solubility/(mg·L-1)LogKowaLogKocbPregnanediolPGD孕二醇C21H36O20.61714.892.807糖皮質激素(Glucocorticoid)CorticosteroneCORT皮質酮C21H30O4143.41.991.566CortisolCRL皮質醇C21H30O5219.61.621.38CortisoneCRN可的松C21H28O5297.41.811.31DexamethasoneDEX地塞米松C22H29FO575.141.721.57HydrocortisoneHDT氫化可的松C21H30O5219.61.621.3846α-MethylprednisoloneMPREL6α-甲基潑尼松龍C22H30O5123.31.821.5PrednisonePRE潑尼松/強的松C21H26O53121.591.3PrednisolonePREL潑尼松龍C21H28O5221.41.41.39鹽皮質激素(Mineralocorticoid)AldosteroneALD醛固酮C21H28O5640.41.231DeoxycorticosteroneDOC脫氧皮質酮C21H30O391.163.122.498

注：aKow為辛醇水分配系數(shù)，bKoc為有機碳分配系數(shù)，數(shù)據來源于美國環(huán)保局的EPI Suite；“―”表示未查到。

Note:aKowis octanol-water partition coefficient, andbKocis the organic carbon partition coefficient, both of which are calculated based on EPI Suite from U.S. EPA. “―”, not available.

圖2 污水處理廠中類固醇激素的濃度分布Fig. 2 Occurrence of steroid hormones in wastewater treatment plants

不同國家和地區(qū)的污水處理工藝對類固醇激素的處理效果存在較大差異，但是總體效果良好[14,21,24-25]，出水濃度普遍低于20 ng·L-1(圖2)，尤其是雄激素，其在水相中的去除率均較高，如進水中高濃度檢出的ADS、EADR和ADD，其出水濃度均降低1～3個數(shù)量級[14,22]。然而，部分類固醇激素也存在異常現(xiàn)象，例如在美國查爾斯頓市某污水處理廠中，E1進水濃度為31 ng·L-1，而其在出水中濃度達到38 ng·L-1[26]。

在活性污泥中不同種類類固醇激素的濃度分布差異較大(圖2)，除孕激素黃體酮(P)外，雌激素和雄激素的濃度(分別為ND～406 ng·g-1和ND～655 ng·g-1)相比孕激素和糖皮質激素高1～2個數(shù)量級(濃度分別為ND～0.7 ng·g-1和ND～4.4 ng·g-1)。在北京某污水處理廠活性污泥中，P的檢出濃度達到11.2～18.3 ng·g-1[5,21]，與雄激素和雌激素濃度屬同一數(shù)量級[14,27-28]?；钚晕勰嘀刑烊活惞檀技に氐臐舛雀哂诤铣深惞檀技に?，高頻檢出的類固醇激素種類與進水中相似。

不同國家檢出的同種類固醇激素濃度往往存在較大差異。例如，北京8個污水處理廠進水中P的濃度(33.1～108 ng·L-1)[5,21]遠高于日本2個污水處理廠進水中的濃度(3.1～10 ng·L-1)[29]。同一地區(qū)不同污水處理廠中的同種類固醇激素也存在差異，Liu等[14]和Zhang等[22]分別報道了中國廣東地區(qū)不同污水處理廠進水中的ADD濃度，分別為121～248 ng·L-1和30.2～4 650 ng·L-1，這可能是污水處理廠的地理位置、服務人群、處理工藝的差異以及采樣季節(jié)、天氣情況，尤其是采樣方法局限性導致的[30]。

Fan等[21]、Liu等[14]和Zhang等[22]等詳細報道了污水處理廠各個工藝段多種類固醇激素的濃度分布及去除情況，得出以下結論：(1)沉砂池對大部分類固醇激素的去除效果不明顯，對某些類固醇激素的去除率甚至為負值；(2)活性污泥加氯化消毒為主的污水處理廠中，缺氧池對類固醇激素的去除起主要作用，厭氧-缺氧-好氧組合工藝為最佳二級處理工藝；(3)氧化溝加紫外消毒為主的污水處理廠中，氧化溝能顯著去除所有類固醇激素，是最主要的工藝；(4)活性污泥對各種類固醇激素的降解效果優(yōu)于氧化溝，雌激素、雄激素和孕激素主要通過吸附和降解共同去除，糖皮質激素則主要通過降解去除；(5)紫外光(UV)對大部分類固醇激素的去除沒有效果；氯化過程對類固醇激素處理效果較差。目前，通過O3、納米過濾等先進技術對類固醇激素的去除研究較少，因此，應該開發(fā)更有效的處理技術和措施，以更好地控制環(huán)境中類固醇激素的濃度。

2.2 養(yǎng)殖場

養(yǎng)殖場是環(huán)境類固醇激素的又一重要來源。有研究指出，通過養(yǎng)殖場排放到環(huán)境中的類固醇激素量和通過人體排放到環(huán)境中的量相當，某些情況下，甚至超過人體類固醇激素排放量[4,12,31-32]。目前，已有眾多關于養(yǎng)殖場糞便、沖刷廢水及周邊土壤和水體中類固醇激素濃度分布及去除效果的研究，附表SI-2列出了養(yǎng)殖場中多種常見類固醇激素(包括5種雌激素、10種雄激素、12種孕激素和3種糖皮質激素)的檢出情況。

類固醇激素在養(yǎng)殖場各環(huán)境介質中普遍存在[12,33-34]，糞便中類固醇激素的濃度普遍低于沖刷水，而檢出的類固醇激素種類則無明顯差異(圖3)。在養(yǎng)殖場糞便中(附表SI-2)，類固醇激素的檢出濃度為ND至數(shù)千ng·L-1。養(yǎng)殖場糞便中天然類固醇激素占主導地位，例如糞便中天然雄激素的濃度(ND～1 000 ng·g-1)遠高于合成雄激素(ND～75.4 ng·g-1)。

在養(yǎng)殖場沖刷廢水中(附表SI-2)，共檢出26種類固醇激素(附表SI-2)，除中國廣西某養(yǎng)豬場沖刷水中天然雄激素5α-二氫睪酮(5α-DHT)未被檢出外，天然雄激素的濃度(240～10 500 ng·L-1)均遠遠高于合成雄激素的濃度(1.9～95.9 ng·L-1)。沖刷廢水中天然雌激素的濃度較高(ND～5 400 ng·L-1)，E1的檢出頻率和檢出濃度最高(5 400 ng·L-1)[34]，沖刷水中合成雌激素的報道較少[12,34]，EE2濃度為<6.3～410 ng·L-1。沖刷水中孕激素濃度存在較大差異，濃度范圍為ND(羥孕酮(HP))～9 333 ng·L-1(去氫孕酮(DGT))，P、甲羥孕酮(MP)和NGT等檢出頻率和濃度較高，濃度最高達7 080 ng·L-1(NGT)。沖刷廢水中糖皮質激素的報道較少，僅在中國廣西養(yǎng)豬場沖刷水中檢出合成糖皮質激素地塞米松(DEX)，濃度達到180 ng·L-1[12]。皮質激素因具有消炎、免疫抑制等作用被人們廣泛使用，未來的工作應加強有關皮質激素的監(jiān)測及其生態(tài)毒理的研究。

圖3 養(yǎng)殖場中類固醇激素的濃度分布Fig. 3 Occurrence of steroid hormones in livestock farms

關于養(yǎng)殖場沖刷水顆粒物中類固醇激素濃度的報道較少[35]，目前僅統(tǒng)計出8種孕激素，濃度最高達98.3 ng·g-1(DGT)[35]。除醋酸羥孕酮(17α-HPA)在沖刷水顆粒物中檢出(3.34～4.54 ng·g-1)而未在養(yǎng)殖場糞便檢出外[35]，糞便和沖刷水中可檢出類固醇激素種類和濃度均遠遠高于顆粒物。

在養(yǎng)殖場周邊土壤中(附表SI-2)共檢出6種類固醇激素，濃度最高達107 ng·g-1(E1)[36]。土壤中的類固醇激素殘留量取決于養(yǎng)殖場廢棄物的使用量和使用頻率[12]，因此，將養(yǎng)殖場廢棄物施用于土壤前應進行高溫堆肥等處理[37]，以降低其中類固醇激素的濃度。

不同養(yǎng)殖場配備的污水處理工藝不同，效果不一，類固醇激素濃度也存在差異。Liu等[12]在廣西養(yǎng)豬場的厭氧消化池、儲污池及出水中檢出11種類固醇激素，大部分類固醇激素濃度遠低于其在沖刷水中的濃度，說明厭氧消化池和儲污池對類固醇激素具有較好的去除效果。研究者認為厭氧消化池和儲污池中的類固醇激素可能通過稀釋、降解及吸附作用得到去除。值得注意的是，EE2在儲污池(124 ng·L-1)、儲污池出水(258 ng·L-1)和沖刷水(410 ng·L-1)中均具有較高的濃度，說明其在養(yǎng)殖過程中被作為獸藥大量添加，應引起人們的高度關注，加強養(yǎng)殖場中獸藥的規(guī)范使用。Zheng等[36]研究發(fā)現(xiàn)，3個儲污池串聯(lián)工藝，使類固醇激素得到了很好的去除，使其最終出水濃度低于5 ng·L-1。同時，也有研究發(fā)現(xiàn)，儲污池系統(tǒng)出水中的雌激素濃度隨季節(jié)及處理方式波動較大，檢出濃度在ND至數(shù)千ng·L-1之間[38]，這可能與水相溶解氧含量、儲污池體積、串聯(lián)儲污池數(shù)量、厭氧池體積和溫度等因素有關。

不同國家和地區(qū)的不同類型養(yǎng)殖場中類固醇激素的檢出濃度存在較大差異。例如，日本某養(yǎng)豬場沖刷水[34]中E2β的濃度(1 000～1 500 ng·L-1)遠高于其在中國浙江某養(yǎng)豬場沖刷水[39]中的濃度(20 ng·L-1)。Liu等[35]在廣西養(yǎng)豬場的新鮮豬糞中檢測出P的濃度為485～1 020 ng·g-1，而Zheng等[36]在美國養(yǎng)牛場的新鮮牛糞中則未檢出P。造成這種現(xiàn)象的原因可能是：(1)養(yǎng)殖場內天然類固醇激素的含量受動物種類、年齡、性別以及所處的生長周期和類固醇激素的種類影響[31]。例如，成年母豬的類固醇激素排放量遠高于小豬(乳豬，14～35 kg)或大豬(大約2～7月，35～125 kg)，且成年母豬主要通過糞便排出體內類固醇激素，而小豬和大豬主要通過尿液排放[15]；(2)不同國家的類固醇激素獸用標準不同，使得不同養(yǎng)殖場使用的激素類藥物的種類及用量存在較大差異。例如，醋酸群勃龍是常用的生長促進劑，其在牲畜體內能被轉化17α-群勃龍(17α-TBL)和17β-群勃龍(17β-TBL)[40]，有報道指出，在中國廣西養(yǎng)豬場和德國養(yǎng)牛場的糞便和沖刷水中檢出了17α-TBL和17β-TBL[12,33]，而在別的國家暫未報道檢出。

目前，關于養(yǎng)殖場類固醇激素的研究集中于自由態(tài)雌激素和部分雄激素，亟需對其他幾類類固醇激素及共軛態(tài)開展大量研究。

2.3 地表水、沉積物及地下水

隨著越來越多未經處理及處理不完全的工業(yè)廢水和生活污水排放到地表環(huán)境中，導致不同國家和地區(qū)的地表環(huán)境中類固醇激素頻繁被檢出[41-43]。附表SI-3列出了地表水、沉積物和地下水中多種常見類固醇激素(包括5種雌激素、12種雄激素、10種孕激素和4種糖皮質激素)的檢出情況。

由圖4可知，地表水中雄激素的檢出濃度較高，最高達390 ng·L-1(ADS)[44]，雌激素、孕激素和糖皮質激素的檢出濃度則相對較低，濃度分別為ND～33.9 ng·L-1、ND～38 ng·L-1和ND～29 ng·L-1。部分類固醇激素除外，例如在印度地表水中檢出合成雌激素EE2的濃度高達98～350 ng·L-1，研究者認為這與避孕藥的大量使用有關[45]。

沉積物中類固醇激素的研究集中于雌激素，檢出的濃度范圍為ND至幾十ng·g-1(圖4)。然而，巴西紅樹林的沉積物中EE2的濃度最高達129.78 ng·g-1[46]，理論上，海洋沉積物中的EE2在厭氧條件下能被轉化為E1，最終發(fā)生礦化，對于這種高濃度檢出的現(xiàn)象研究者未能給出合理的解釋，具體機理有待深入研究。沉積物中的類固醇激素濃度遠低于其在地表水中的濃度，這可能與類固醇激素的理化性質有關(表1)。有研究指出，logKow值低于2.5時，化合物傾向于溶解在水相中，高于4.0時傾向于吸附在沉積物中[47]。

地下水中類固醇激素的相關研究較少[12,42]，其檢出濃度均較低(ND～10.1 ng·L-1)，與沉積物中的濃度相近，遠低于地表水中的濃度(圖4)。

不同國家和地區(qū)地表水中檢出的類固醇激素濃度存在較大差異(附表SI-3)，例如在印度地表水中E3的檢出濃度為104～370 ng·L-1[45]，而在中國[48]、巴西[49]和馬來西亞[50]等國家地表水中其檢出濃度均低于13.9 ng·L-1。這可能與地理位置、經濟發(fā)展水平、人口及動物數(shù)量和季節(jié)氣候等因素有關[2,30,51]。由附表SI-3可知，類固醇激素在發(fā)展中國家如中國、印度和巴西等的檢出濃度高于美國、日本和法國等發(fā)達國家，這可能是由于發(fā)展中國家對激素藥物監(jiān)控力度不足，存在激素藥物濫用的現(xiàn)象[52-53]。

2.4 生物體

由于水產養(yǎng)殖藥物的濫用和其他污染物的存在，水產品的質量持續(xù)下降[54]，食用水產品是否對人類健康造成危害，已逐步成為人們關注的焦點。目前，關于類固醇激素在生物體內富集的研究，主要針對雌激素在魚體組織中的富集[55-58]，關于其他生物體內類固醇激素富集的研究相對較少。附表SI-4列出了不同魚體組織以及蝦蟹中多種常見類固醇激素(包括4種雌激素、9種雄激素、6種孕激素和3種糖皮質激素)的檢出情況。

圖4 地下水、沉積物和地表水中類固醇激素的濃度分布Fig. 4 Occurrence of steroid hormones in sediment, groundwater and surface water

類固醇激素在魚體組織、蝦和蟹中普遍檢出。在魚體膽汁中共檢出16種類固醇激素(附表SI-4)，以天然糖皮質激素CRL為主，濃度高達700 000～5 900 000 ng·L-1[4]，有研究表明，當魚類感受到壓力(解剖或高密度養(yǎng)殖等操作)時會釋放大量的CRL[59]，這可能是其高濃度檢出的原因。除CRL外，天然類固醇激素AED、ADD、TTR和P的檢出頻率和濃度也較高，濃度最高達27 000 ng·L-1(AED)[4]。合成雄激素17α-勃地酮(17α-BOL)的檢出頻率和濃度(ND～4 500 ng·L-1)也較高，而飼料和其他環(huán)境樣品，均未檢測出17α-BOL，說明其在生物體中檢出是由于其他物質轉化而來[4]。

在魚體血漿中(附表SI-4)，共檢出12種類固醇激素，常檢出的類固醇激素與膽汁中的類似。血漿中CRL仍是主要的檢出類固醇激素，濃度最高達9 600 000 ng·L-1[4]。除此之外，合成孕激素醋酸環(huán)丙孕酮(CPTA)也具有較高的檢出頻率，濃度最高達28 000 ng·L-1[4]，這可能是由于CPTA的親脂性，使其更傾向于在魚體血漿中富集[4]。

在魚體肝臟中(附表SI-4)，共檢出11種類固醇激素。天然雄激素AED、TTR和糖皮質激素CRL的檢出頻率和檢出濃度較高，濃度最高為CRL(970 ng·g-1)[4]。CPTA在多個肝臟樣品中被檢出，最高濃度達到250 ng·g-1[4]。由附表SI-4可知，與膽汁和血漿相比，肝臟中檢出的類固醇激素濃度更低，這可能是由于肝臟作為解毒器官對有毒物質(包括外源性類固醇激素)進行了分解[4]。

在魚體肌肉中(附表SI-4)，共檢出17種類固醇激素，濃度最高達2 700 ng·g-1(CRL)。天然糖皮質激素CRL和CRN是最主要的類固醇激素，CRN僅在肌肉中檢測到，在環(huán)境樣品和飼料中均未檢出，表明其是內源性類固醇激素[12]。合成類類固醇激素CPTA、17α-BOL和19-NT檢出率較高，除CPTA(ND～46 ng·g-1)外，濃度均較低(<0.74 ng·g-1)。甲殼類動物(蝦和蟹)肌肉中(附表SI-4)，共檢出6種類固醇激素，濃度最高為11.1 ng·g-1(CRN)，其他類固醇激素濃度均低于1.0 ng·g-1[60]，可見，在甲殼類動物肌肉中檢出的類固醇激素種類和濃度較魚類更低，這是因為CRL在魚肉中的貢獻率較高[61]。同時，Liu等[54]研究發(fā)現(xiàn)，海洋軟體動物中的類固醇激素種類(13種)較其他脊椎和甲殼類動物較多，其自身不能合成類固醇激素，表明海洋軟體動物對類固醇激素具有較強的富集能力。目前，關于魚體生殖腺中類固醇激素富集的研究較少[55]，生殖腺中共檢出3種雌激素，濃度范圍從16.9 ng·g-1(E2)至78.5 ng·g-1(E3)，與水和沉積物中的類固醇激素濃度有關。但是，研究者無法解釋生殖腺中的類固醇激素濃度高于其在肌肉中濃度的現(xiàn)象，具體機理有待進一步研究[55]。

水體中類固醇激素的濃度可以顯著影響魚體組織中類固醇激素的濃度。與河流、河口或沿海水域的魚體膽汁相比，暴露于污水處理廠受納水體中的魚膽汁中的類固醇激素濃度更高，尤其是合成類雌激素[62-63]。Yang等[64]發(fā)現(xiàn)，在E1濃度為

Liu等[4,60]評估了食用魚類的風險，在國際糧食及農業(yè)組織聯(lián)合會世界衛(wèi)生組織食品添加劑專家委員會的指導原則中，可查到2種類固醇激素的人體每日允許攝入量(ADIs)，其中，TTR為120 μg·d-1，P為1 800 μg·d-1，針對體重為60 kg的成年人，得出TTR和P的最大危險商數(shù)(the maximum hazard quotients, HQs)分別為5.8×10-4和9.9×10-5，遠低于1，并未對人類健康構成威脅[60]。

以上研究表明，不同物種組織中類固醇激素的濃度分布和富集能力存在差異。魚體組織中類固醇激素總濃度減少順序為血漿>膽汁≥肌肉>肝臟，血漿和膽汁中大部分類固醇激素濃度顯著高于其在肝臟和肌肉中的濃度[4,58,65-66]。甲殼動物(蝦和蟹)中的類固醇激素總濃度低于魚體。部分養(yǎng)殖場中仍存在非法使用合成類激素藥物的現(xiàn)象。由于缺乏允許人體最大攝入量的相關標準且相關毒性數(shù)據有限，已報道的數(shù)據僅反映出某一區(qū)域的污染情況，不具備代表性，導致得出的結論并不完全符合真實情況，因此，仍需開展大量研究，進一步評估人類食用水產品是否具有潛在的健康風險。

3 類固醇激素的環(huán)境行為(Occurrence and fate of steroid hormones in the environment)

環(huán)境中的類固醇激素，會發(fā)生吸附、遷移、轉化和降解等過程，其在環(huán)境中的存在狀態(tài)和環(huán)境行為與所處環(huán)境條件和類固醇激素物理化性質等有關。

3.1 吸附

類固醇激素進入環(huán)境后一般會快速吸附到沉積物中，逐步達到吸附-解吸平衡，后期通過微生物降解作用使其濃度逐漸降低。環(huán)境條件的變化會導致吸附在沉積物中的類固醇激素被再次釋放，造成二次污染[67]。Holthaus等[68]研究發(fā)現(xiàn)，24 h內有80%～90%的E2β和EE2與河流底層沉積物相結合。其他研究者也發(fā)現(xiàn)，河流中的河床底泥能在24 h內吸收13%～92%的雌激素，在開始的0.5 h內，底泥對雌激素的吸附速率極高，隨后逐漸下降[69]。Casey等[70]在農業(yè)土壤中開展TTR的吸附-降解實驗，發(fā)現(xiàn)前5 h內水相中的TTR濃度由于吸附作用迅速下降，然后緩慢增加，這可能是由于已經吸附的TTR發(fā)生了解吸作用?？梢姡惞檀技に剡M入環(huán)境后可以快速與吸附劑結合，平衡時間和吸附速率與類固醇激素種類及吸附劑相關，且已經被吸附的類固醇激素也會發(fā)生解吸。

類固醇激素在土壤和沉積物中的吸附包括表面吸附和分配2種形式，吸附是物理吸附和化學吸附共同作用的過程，同時受到多種因素共同影響[71]。王磊等[72]綜述了影響疏水性有機物非線性吸附的因素，發(fā)現(xiàn)土壤性質(極性、比表面積)和組成(黏土礦物和有機質)及外界因素(多價態(tài)離子)等均能影響疏水有機物吸附類型。不同的吸附類型可以采用不同的吸附模型來表示，例如，線性的吸附等溫線說明吸附主要受疏水分配機制作用，非線性的等溫線則說明吸附劑上的吸附位點存在能量差異，且吸附速率常數(shù)隨著濃度的降低而降低。Bonin和Simpson[73]研究發(fā)現(xiàn)，E2β、E1和EE2在4種土壤樣品和2種黏土礦物中的吸附等溫線呈非線性關系，蒙脫石對雌激素的吸附作用強于高嶺石和沙子，吸附作用受到有機碳含量和黏土礦物影響。然而，也有研究發(fā)現(xiàn)，TTR、E2β和EE2在土壤中的吸附等溫線呈線性關系，疏水分配作用是主要的吸附機理[74]。Sangster等[75]發(fā)現(xiàn)，E2β、E1、P和TTR在硅質土壤和沙質沉積物中也是線性吸附，影響吸附的主要因素是有機碳含量和沉積物顆粒的粒徑大小，其中有機碳含量的影響最大。

溫度、pH和鹽度是影響類固醇激素吸附的重要因素。Qi和Zhang[76]研究發(fā)現(xiàn)，低溫和低pH有利于TTR吸附到3種不同粒徑的土壤顆粒上，尤其是黏土顆粒(0.6～2 μm)。Ma等[77]研究發(fā)現(xiàn)，農業(yè)土壤和黏土礦物對TTR的吸附作用隨著溫度的升高而減弱。也有研究表明，針鐵礦和高嶺石懸浮液對EE2和E1的吸附幾乎不受pH的影響[78]，不同成分的沉積物對甲基睪酮(MT)的吸附也不受pH影響[79]，這可能是pH值對不同類固醇激素的官能團和疏水性等影響存在較大差異導致的。Bowman等[80]研究鹽度對E1和E2β吸附的影響，發(fā)現(xiàn)鹽度未對E2β的吸附產生影響，但增強了E1的吸附。Ong等[79]在雄性化羅非魚魚塘中的沉積物中進行MT的間歇性吸附實驗，發(fā)現(xiàn)線性吸附系數(shù)(Kd)值和吸附量隨著鹽濃度的增加而增加，這是因為在高鹽度溶液中，MT的水溶解度降低從而引起“鹽析效應”，導致析出的MT吸附到沉積物中。Noppe等[81]調查了法國北部斯凱爾特河中雌激素的含量，發(fā)現(xiàn)斯凱爾德河河口的E1濃度分布與鹽度一樣存在明顯的梯度，因為鹽度可以降低其在水中的溶解度。Braga等[82]研究也得到類似結果，深海污水排放口附近的類固醇激素在接觸高離子濃度海水時溶解度下降，發(fā)生聚集并沉降到海底。

土壤膠體和黏土礦物種類也是影響類固醇激素吸附的重要因素。有研究指出，具有高吸附力和流動性的土壤膠體對TTR的吸附力是同等體積土壤的3倍，且隨著粒徑的減小而顯著增加(P<0.05)，同時解吸量隨著土壤深度和水土比的增加而顯著增加(P<0.05)[76]。此外，不同類型土壤對類固醇激素的吸附機制存在差異，例如沙子中TTR的主要吸附機制是靜電引力，而其在黏土中則是氫鍵和官能團[76]。不同黏土礦物對類固醇激素的吸附存在差異，Van Emmerik等[83]研究發(fā)現(xiàn)，不同黏土礦物對E2β的吸附能力順序為蒙脫石>高嶺石>伊利石≥針鐵礦，由于蒙脫石具有夾層空間，具有更好的膨脹性，因此更易吸附類固醇激素。與非膨脹性黏土如高嶺石相比，膨脹性黏土對雌激素具有更強的吸附作用。Bonin和Simpson[73]設計了類固醇激素的競爭吸附實驗，發(fā)現(xiàn)競爭吸附強度與有機碳和礦物含量有關，進一步表明土壤特性可以影響類固醇激素的吸附。

綜上所述，類固醇激素進入環(huán)境后能快速達到吸附-解吸平衡，吸附劑種類和有機質含量是影響其吸附行為的最重要因素，同時，類固醇激素種類、土壤粒徑、溫度、pH、鹽度、土壤膠體和黏土礦物種類等也可以影響其吸附行為。目前，關于類固醇激素的吸附研究集中于單一環(huán)境因素對吸附模型的影響，并未深入研究其吸附機制，今后研究工作應密切關注類固醇激素與吸附劑之間的分子水平作用機理。同時，應該與遷移及生物降解相結合，以合理解釋環(huán)境中類固醇激素濃度雖然低，卻在水生生態(tài)系統(tǒng)中一直被檢出的現(xiàn)象。

3.2 遷移

進入環(huán)境后的類固醇激素，在地表徑流和滲濾作用下，進入河流、地下水和海洋中，導致其在各種環(huán)境介質中均有檢出。水平方向上，Williams等[84]對英國河流中的雌激素進行了監(jiān)測，發(fā)現(xiàn)隨著河水的流動，下游河水中的E1濃度下降幅度超過河水稀釋作用后的濃度，表明雌激素在河水中發(fā)生了遷移。Isobe等[85]在東京灣的研究中發(fā)現(xiàn)，靠近污水排放點位置的雌激素濃度較高，隨著離排放點距離的增加而逐漸降低，但是關于E2β比E1遷移更遠的現(xiàn)象，研究者并未給出合理解釋，因為E2β的logKoc值(3.71～4.12)比E1(3.40～3.81)更高，且據報道E2β在水體中易被氧化為E1[18]，因此，造成這種結果的原因可能是類固醇激素的理化性質差異、潮汐作用和生物降解轉化。Labadie和Budzinski[86]研究發(fā)現(xiàn)，大部分類固醇激素，尤其是E1的遷移距離在冬季會增加，表明類固醇激素遷移還受季節(jié)的影響。

類固醇激素在土壤的垂直斷面方向也會發(fā)生遷移，合理解釋了養(yǎng)殖場附近的井水中檢測出多種類固醇激素的現(xiàn)象[9,12]。Labadie等[87]對烏茲河下游沖積層淡水位置和富含黏土的河口位置進行研究，發(fā)現(xiàn)在沖積層/黏土界面深度為-15 cm處E1濃度為28.8 ng·g-1，是表層濃度的9倍，而富含黏土的沉積物垂直斷面中的E1濃度穩(wěn)定下降。Sangsupan等[88]設計了室內遷移吸附試驗，發(fā)現(xiàn)約50%的類固醇激素吸附在頂層10 cm的土層中，27%的E2β和42%的TTR可以通過土柱淋溶，這表明雌激素可以在疏松沉積物中發(fā)生遷移滲透到底層，從而污染地下水。Arnon等[89]研究了養(yǎng)牛場儲污池下方的沉積物剖面的類固醇激素濃度分布情況，在深度為-45 m和-32 m的位置檢測到了TTR和雌激素，采用對流、彌散和吸附模型均不能合理解釋TTR和雌激素出現(xiàn)的深度，表明可能存在其他運輸機制影響類固醇激素的轉運，這些機制可能涉及類固醇激素和糞肥之間的相互作用以及優(yōu)先路徑，導致運輸率增加。Steiner等[90]設計了E1和E2β的田間運輸試驗，證實了E1和E2β通過優(yōu)選徑流/大孔隙流路徑進行遷移，膠體的存在也可以增強E1和E2β的遷移。類固醇激素共軛物也會發(fā)生遷移，Shrestha等[91]在豬場附近6.5～8.1 m深的地下水中檢測到E2β-雌二醇-3-葡糖苷酸的濃度高達425 ng·L-1，環(huán)境中雌激素共軛物具有較高的水溶性和較強的流動性，雖然無明顯的內分泌干擾效應，但是在一定條件下，雌激素共軛物可以解離成具有活性的自由態(tài)雌激素[91]，故其是地表水和地下水中自由態(tài)雌激素的重要來源之一，應引起關注。

3.3 降解

3.3.1 非生物降解

目前，關于類固醇激素的非生物降解(水解和光解)研究主要集中于雌激素，其中水解僅局限于對雌激素酸度系數(shù)(pKa)值的報道[92]。

類固醇激素的光降解作用可分為光分解和光催化。光分解是分子吸收光能后分解的過程，是去除污染物的一種綠色環(huán)保方式。據文獻報道，直接采用太陽光可以降解E1、E2、E3和EE2，但去除效率較低，分解半衰期為40～75 d[93]。Caupos等[94]研究發(fā)現(xiàn)，光分解效率的順序為日光<長波紫外線(UVA)<中波紫外線(UVB)<短波紫外線(UVC)。在UVC光照下30 min可以降解91.6%的EE2[95]，而UVA光照下降解50%的E1則需要8 h。此外，實驗條件如水基質、溶解性有機物(dissolved organic matter, DOM)、初始濃度和pH也能影響光分解的效率。Sornalingam等[96]歸納和總結了不同的實驗條件下類固醇激素降解速率和動力學曲線的異同，發(fā)現(xiàn)不同基質中光分解速率順序為Milli-Q水<河水<乙腈；DOM可能對光分解產生積極或消極影響，這取決于DOM對反應體系中氧自由基的影響；一定范圍內，隨著類固醇激素初始濃度的升高光分解速率下降；pH通過改變類固醇激素的表面電荷和反應體系中的氧自由基進而影響光分解，Chen等[97]研究發(fā)現(xiàn)，E3的光分解速率隨著pH從6.0上升到8.0而緩慢增加，然后在pH從8.0升到10.0的過程中迅速增加。

光催化是通過光激活催化劑去分解化合物，用于克服光分解速率慢的缺點[96]。TiO2因具有低毒、廉價、化學穩(wěn)定性、光穩(wěn)定性及可降解范圍廣等特點，成為首選的光催化劑，ZnO是第二常用的光催化劑[98]?；|、DOM、初始濃度和pH對光催化作用與光分解作用相似。值得注意的是，pH對光催化的影響機制更復雜，由于常用催化劑TiO2是兩性物質，pH為6.5時具有零點電荷，當pH值過高時，類固醇激素和催化劑同時帶有負電荷而相互排斥，導致光解速率下降。類固醇激素共軛物的葡萄糖醛酸苷或硫酸鹽部分也可以促進其光催化。例如，Mizuguchi等[99]以固定在玻璃珠上的TiO2對雌激素進行光催化降解，發(fā)現(xiàn)與E2β或E1相比，E2β或E1的共軛物降解速率更快。同時還發(fā)現(xiàn)，O3氧化和光催化的協(xié)同作用可以增加TTR降解和礦化速率[100]。摻雜催化劑似乎對類固醇激素的去除率影響不大，Coleman等[101]在固定的TiO2系統(tǒng)中對雌激素進行光催化降解，發(fā)現(xiàn)添加銀或鉑對雌激素的光催化降解沒有影響，造成這種結果的原因可能是類固醇激素的濃度相對較低(0.8～2.3 mg·L-1)，在摻雜催化劑之前存在的空穴和羥基自由基已經足夠參與類固醇激素降解?？梢?，光催化劑可以提高光降解速率，但是與光分解相比，環(huán)境因子對光催化的影響機制更加復雜，亟需深入研究。除雌激素和部分雄激素外，其他幾類類固醇激素的光降解研究幾近空白，亟需開展大量研究。

3.3.2 生物降解

關于類固醇激素的生物降解研究，主要利用微生物(包括細菌、微藻和真菌)對其進行降解。在好氧條件下，活性污泥是研究微生物降解的良好載體。Chang等[5]采用活性污泥對9種雄激素和9種孕激素進行了好氧降解研究，降解半衰期(T1/2)分別為0.6～3.3 h和0.8～3.0 h。Liu等[102]采用活性污泥對P和左炔諾酮(LNG)降解，其降解速率較慢(T1/2=4.3 h, 12.5 h)，可能是由二者的溫度和反應體系等實驗條件不同所引起。Liu等[35]在好氧條件下分別采用單菌和養(yǎng)豬場廢水對P進行降解，T1/2分別為18.5 h和7.5 h，這可能歸因于養(yǎng)殖廢水中含有較多可以降解P的菌株，或含有可進一步降解P降解產物的菌株。Coulter和Talalay[103]研究了好氧條件下單菌對TTR的降解，首次提出了氧依賴型降解途徑，即C9(10)位點C—C鍵斷裂烷基化(9,10-seco途徑)，這是針對雄激素研究最廣泛的好氧生物降解途徑。Horinouchi等[104]發(fā)現(xiàn)了TTR在叢毛單胞菌和諾卡氏菌作用下同樣可通過9,10-seco途徑降解，首先將C17位的羥基轉化為酮基，并在A環(huán)的C1位引入雙鍵，隨后在B環(huán)的C9(10)位羥基化使得A環(huán)芳構化，通過水解形成A環(huán)和B,C,D環(huán)2種化合物，上述降解過程均與5,3-酮類固醇異構酶、3α-脫氫酶和3β-脫氫酶相關。目前的研究主要集中在A環(huán)的降解，關于B,C,D環(huán)及側鏈的詳細降解途徑有待深入研究。Peng等[105]發(fā)現(xiàn)斜生柵藻和蛋白核小球藻降解P的T1/2為16～39 h。同時也有研究報道，微藻Microchaete tenera可以降解P，降解速率與P的初始濃度、光照強度、溫度以及CO2濃度等有關[106]。真菌也可以降解類固醇激素，白腐菌Trametes versicolor在5 h內可以將5 mg·L-1的E2降解至檢出限以下，對混合雌激素同樣具有降解作用，可顯著降低雌激素活性[107]。

厭氧條件下，類固醇激素的降解則相對較慢。Zheng等[108]研究了厭氧條件下養(yǎng)殖場污水中3種天然雌激素E2α、E2β和E1的生物降解過程，發(fā)現(xiàn)經過52 d以后上述類固醇激素仍剩余77%～85%(初始濃度為5 mg·L-1)，這與Ying等[109]的研究結果一致，即E2β、EE2在厭氧條件下降解70 d后，幾乎沒有變化。對于雌激素共軛物，厭氧降解速率同樣顯著低于好氧降解速率，且主要降解機制明顯不同。在好氧條件下，17α-雌二醇-3-硫酸酯環(huán)的降解機制是C17位點的氧化，而厭氧條件下，則是C3位酯鍵的解偶聯(lián)[110]。目前，已有研究者從厭氧環(huán)境中篩選出有效降解TTR的單菌：反硝化菌S. denitrificans DSMZ 13999和S. denitrificans DSMZ 18526，發(fā)現(xiàn)與好氧降解機制不同，厭氧條件下通過C2(3)位點C—C鍵斷裂烷基化(2,3-seco)的途徑實現(xiàn)雄激素的降解，這為在厭氧環(huán)境中去除類固醇激素提供了新思路[111-112]。以上研究表明，相比厭氧條件，在好氧條件下大部分類固醇激素更易降解，微生物降解速率增加順序為真菌和微藻<單菌<混合菌。

3.4 轉化

目前，關于類固醇激素的轉化研究相對較多，轉化機理主要包括了羥基化(發(fā)生位點為9α、6β、11(α,β)、14β和16β等)、加氫還原(17C═O→17β-OH等)、去氫氧化(3β-OH→3C═O、17β-OH→17C═O等)、脫乙酰作用(—O-Ac→ —OH)、雙鍵異構化及側鏈斷裂等[113]。

類固醇激素在環(huán)境中主要以自由態(tài)和共軛態(tài)的形式存在，在一定條件下2種形態(tài)可以相互轉化。生物體內的類固醇激素通常會與葡萄糖醛酸或硫酸鹽結合，導致它們與天然類固醇激素的性質存在較大差異。一方面，天然類固醇激素共軛物的極性比天然類固醇激素更強，這使得它們更有利于從人類和動物體內消除，另外一方面，與天然類固醇激素相比，其共軛物的活性相對較弱[18]。Gadd等[38]研究發(fā)現(xiàn)，與葡萄糖醛酸結合的雌激素易解離，這可能是大量的糞便細菌(大腸桿菌)產生了β-葡萄糖醛酸酶，其在下水道遷移過程中繼續(xù)解離，導致自由態(tài)雌激素增加。Liu等[18]綜述了雌激素及其共軛物在污水處理廠的去除方式，研究指出，污水處理廠對天然雌激素的去除不穩(wěn)定，造成這種結果的原因可能是雌激素共軛物的解離，例如研究者發(fā)現(xiàn)污水處理廠中E1的去除率低于基于生物速率常數(shù)的預測值，估算出共軛態(tài)E2和共軛態(tài)E1對E1去除率降低這一結果的貢獻至少占39%，遠遠大于直接從E2轉化生成E1的量(22%)，可見，雌激素共軛物對E1去除率降低起著重要作用。目前，已有研究者建立了多種孕激素共軛物的檢測方法[114]，關于雄激素和皮質激素共軛物的研究則鮮有報道[115]，廢水中類固醇激素共軛物的存在可能會影響污水處理廠對天然類固醇激素的去除效果，這是一個有趣的科學主題，但至今尚未得到解決。

不同類型的自由態(tài)類固醇激素之間也可以發(fā)生轉化，如圖5所示。Egorova等[116]證實了不同環(huán)境條件、不同微生物作用下AED、ADD、17α-BOL和TTR之間可以相互轉化，其中，發(fā)現(xiàn)Mycobacterium sp. 2-4M不能降解9α-羥基雄甾-4-烯-3,17-二酮(9-OH-AD)，但可以降解ADD，造成這種結果的原因是1(2)-脫氫酶的缺失和9α-羥化酶活性的存在。van der Geize等[117]在R. erythropolis SQ1中發(fā)現(xiàn)了2種1(2)-脫氫同工酶(命名為KSD1和KSD2)以及破壞編碼2種酶的ksD基因，發(fā)現(xiàn)R. erythropolis SQ1菌株將AED轉化為9-OH-AD，但未能繼續(xù)降解9-OH-AD。同時還對該菌株中的9α-羥化酶進行了分子和基因的鑒定，該酶為雙組分IA類單加氧酶，由KshA和KshB蛋白組成，破壞KshA基因后發(fā)現(xiàn)該菌株對谷甾醇的降解中未生成AED或ADD，破壞KshB基因后發(fā)現(xiàn)該菌株不能切割谷甾醇的側鏈，表明9α-羥化酶在谷甾醇降解中起著重要作用[117]。C17β位點還原也是微生物對類固醇激素進行轉化過程中的關鍵反應之一，其中17β-羥基脫氫酶控制著C17β位點的還原反應及其逆反應，并廣泛存在于哺乳動物和微生物中，通過結構、反應底物、性質、功能和所在部位進行區(qū)分，目前在哺乳動物中至少報道了11種17β-羥基脫氫酶，一些屬于短鏈醇脫氫酶或短鏈脫氫還原酶，其余的屬于醛醇還原酶[118]。微生物中的17β-羥基脫氫酶則較少被分離和表征，研究較多的是來自于Comamonas testosteroni的2種3(17β)-羥基脫氫酶，第1種酶對C3位點和C17位點上的酮基發(fā)生還原及其逆反應，第2種酶僅作用于C18類類固醇激素且對C3β位點不產生作用，進而合理解釋了C17類類固醇激素之間的相互轉化[118]。Donova和Egorova[119]綜述了微生物作用下類固醇激素轉化的研究進展(包括母核氧化和羥基化)，其中類固醇激素母核在9α-羥化酶和1-脫氫酶的作用下發(fā)生B環(huán)氧化，形成不穩(wěn)定的1,4-二烯-9α-羥基類固醇激素中間體后自發(fā)破壞B環(huán)中的C9(10)鍵，然后母核進一步降解。類固醇激素羥基化是光能化中最重要的反應之一，目前已經報道出多種微生物能在類固醇激素母核或側鏈的不同位置(C9α、C16α、C2α和側鏈C25)引入一個或多個羥基[113]，進而改變類固醇激素的極性和毒性。Arioli等[120]設計好氧條件下0.9%生理鹽水-糞便懸濁液對類固醇激素的轉化實驗，發(fā)現(xiàn)AED與ADD和TTR在C1(2)位點和C17位點分別相互轉化，同時AED也可以在C17位點去氫氧化為ET，ADD則可以與17β-BOL在C17位點通過去氫加氫作用相互轉化，或者在C17位點加氫還原為17α-BOL。研究者還指出，ET和17α-BOL之間可以相互轉化，但轉化過程中的中間體仍需進一步確認。眾多研究表明，谷甾醇在微生物作用下生成P，在C17位點發(fā)生羥基化作用生成17α-HP，繼續(xù)經微生物作用，側鏈斷裂生成ADD，接著在C1(2)位點去氫氧化生成AED，這也解釋了富含植物甾醇的造紙廠下游水體中ADD和AED濃度異常高的現(xiàn)象[14,41]。雌激素也能發(fā)生類似的轉化，楊明等[71]綜述了E2β、E2α和E1三者之間的轉化關系，E2β易被微生物在C17位點去氫氧化為E1，而E1又可以在厭氧條件下通過C17位點羥基外消旋作用生成E2α?？梢?，深入研究類固醇激素的轉化機理，不僅可以控制其環(huán)境污染，還可以實現(xiàn)微生物介導的商業(yè)化生產。

圖5 有氧環(huán)境下類固醇激素之間的相互轉化注：實線代表直接轉化，虛線代表非直接轉化。Fig. 5 Mutual transformation of steroid hormones in aerobic environmentNote: The solid lines gives the direct transformation while the dotted lines means the non-direct ones.

4 結論與展望(Conclusion and prospect)

綜合類固醇激素的污染現(xiàn)狀及其環(huán)境行為，現(xiàn)有研究表明類固醇激素廣泛存在于環(huán)境介質并對生物體構成潛在威脅。目前，關于類固醇激素的研究仍然存在以下不足：

(1)環(huán)境中類固醇激素的研究主要局限于發(fā)達國家和較發(fā)達的發(fā)展中國家，而且以自由態(tài)及共軛態(tài)的雌激素為主，關于雄激素、孕激素、皮質激素及其共軛態(tài)的研究相對較少；

(2)環(huán)境介質中類固醇激素的吸附、遷移、降解和轉化機理的研究不成熟；

(3)類固醇激素在各種生物體，尤其是哺乳動物和底棲動物中的含量水平與轉化規(guī)律還不完全明確；

(4)類固醇激素，尤其是立體異構體的毒性效應和毒性機理及其人體健康風險評估還不全面。

隨著類固醇激素的廣泛使用，需要進一步開展以下方面的研究。加強環(huán)境中類固醇激素的分布、遷移、降解和轉化研究，尤其是東南亞、南美等地區(qū)的研究；利用先進的分析技術手段(如：高端色譜-質譜聯(lián)用技術)建立不同環(huán)境介質及生物體中類固醇激素及其共軛態(tài)的檢測方法，并把魚體、牲畜和人體組織樣品中類固醇激素的含量檢測作為下一步研究重點；重新評估污水處理系統(tǒng)對類固醇激素的去除效率，綜合考慮共軛態(tài)與自由態(tài)相互轉化對去除效果的影響；采用組學等新技術研究多種類固醇激素共存的聯(lián)合毒性效應，重點關注立體異構體的毒性效應，同時建立標準化測試技術體系，推導出預測無效應濃度(predicted no effect concentration, PNEC)值，為健康風險評估和決策制定提供毒性數(shù)據。