环境中内分泌干扰物概述Word文档格式.docx
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内分泌干扰物表现出对人和动物内分泌系统潜在的干扰性。
最重要的内分泌干扰物是性激素和有类似作用的物质，它们同已发现的动物异常生殖和发育有密切联系。
这是一类有害的化学物质，其具有类似雌激素的作用，暴露于环境中可导致生物体性激素分泌量及活性的下降，精子数量减少，生殖器官异常，癌症等发病率增加，并使生殖能力降低，后代的健康与成活率下降，同时还可能影响各种生物的免疫系统和神经系统[4-6]。
环境中内分泌干扰物的污染问题已引起人们的高度重视，同温室效应、臭氧层破坏、地球变暖以及厄尔尼诺现象等一样，正严重威胁着全球环境和人类健康，日益成为新世纪人类关注的全球性问题[7-12]。
已有许多研究表明，内分泌干扰物在动物生殖和发育、神经、免疫、致癌和生态等方面存在潜在的危害效应[13-17]。
2.1生殖和发育效应
已有研究表明，由于母亲食用了被污染的鱼或其他食物产品，致使婴儿在未出世前就暴露于多氯联苯（PCBs）、二氯二苯二氯乙烯（DDE）和其他的污染物中，由此导致了新生儿体重的降低和孕妇妊娠期的缩短，并且会并发新生儿智商和记忆缺陷问题以及肌神经发育的延迟。
在日本和中国台湾出现了婴儿出生前后意外接触到被PCBs和二噁英（PCDFs）污染的米糠油，导致婴儿出现了不同的发育缺陷。
但是，现有研究还不能将类似尿道下裂、隐睾和睾丸癌等男性生殖病变的增加和环境中的内分泌干扰物直接联系起来。
有关针对雄性和雌性鼠、大鼠、天竺鼠和雌性恒河猴的研究显示，这些动物在发育期间如果暴露于不同浓度的某种内分泌干扰物，如滴滴涕、甲氧氯、PCBs、二噁英、双酚A、辛基酚、酞酸丁基苄基酯（BBP）、酞酸二丁酯（DBP）等，则能导致生殖道的结构和功能异常[18-23]。
许多野生动物研究显示，生殖和发育异常与暴露于环境中的污染物有关。
这些污染物中有些就是内分泌干扰物。
相关调查表明，暴露于污水处理厂和造纸厂排水以及北美五大湖被污染水体中的鱼也被发现出现了生殖和发育上的异常。
观察到的效应包括，暴露于污水处理厂出水的虹鳟鱼出现雌雄同体现象；
五大湖区虹鳟鱼和鲑鱼的卵和鱼苗的死亡率增加;
五大湖区鲑鱼的甲状腺增生；
苏必利尔湖中暴露于周围造纸厂废水的亚口鱼类血浆中性类固醇浓度发生改变，卵和生殖腺减小，性成熟期延迟。
实验室研究证实了在污水处理厂出水中发现的某些内分泌干扰物会诱发雄性虹鳟鱼的雌激素响应。
二噁英和结构相似的化合物已经显示出会诱发发育中和成年鳟鱼的蓝色囊病，并降低鲑鱼的存活率。
五大湖区鲑鱼的甲状腺增生被认为是由于对PCBs的暴露引起的。
实验室研究也证实了北美海鸥一些生殖和发育上的反常现象（如失衡的性别比、行为的改变和性腺形态学异常）与环境中的某些化学物质有密切联系。
在实验室条件下向海鸥蛋注射引起野生海鸥蛋性腺变态的相当浓度DDT后，会出现与野外观察相类似的情况。
同样，摄入含有DDE和PCBs混合物的鸽子也表现出反常的进食行为。
与此类似，Apopka湖（受三氯杀螨醇和DDT的化学污染）的短吻鳄出现的缺陷，包括雄性鳄阴茎变小、睾丸异常，雌性鳄的卵巢异常，与实验室中在围产期暴露于雌激素和抗雄性激素类化学物质的啮齿动物生殖系统发生的结构和功能的异常相同[24-29]。
2.2免疫学效应
相关研究结果表明，某些内分泌干扰物会影响实验用动物免疫系统中完全不同的部分。
五大湖区的鸟类由于暴露于含有机氯（多为PCBs）的环境中导致其免疫系统受到抑制。
食用了受到PCBs污染的波罗的海鱼的海豹会出现先天性和获得性免疫反应的抑制。
这些免疫抑制被认为是生活在类似污染的水体中的海豹发生细菌性和病毒性传染病增加的原因。
但是对于人类而言，根据目前的相关研究数据还无法得出内分泌干扰物对免疫系统产生影响的明确结论。
那些被认为受到内分泌干扰物影响的人群的自身免疫问题仍需要进一步研究，特别是那些母体在怀孕期间暴露于内分泌干扰物的后代们更应受到重视。
不同寿命阶段的群体研究应该使用与临床相关的免疫学测试，以此证明内分泌干扰物暴露和免疫系统损伤之间的关系[20-27]。
2.3致癌效应
小鼠实验结果表明，除了一些在胚胎期暴露于DDT的小鼠外，其余在哺乳期的断奶之后暴露于DDT的小鼠并没有发现明显的致癌效应，但围产期暴露于内分泌干扰物的致癌效应并没有在其他动物实验或人类实验中被评估。
虽然一些内分泌干扰物（例如毒杀酚、DDE、DDT、TCDD和异狄氏剂）与某些特别的实验动物物种的甲状腺、脑垂体或者肾腺肿瘤有关，但是通常出生之后暴露于内分泌干扰物中不会引起生殖或者其他内分泌器官的肿瘤，当然动物模型的适用性可能还存在问题。
对目前可获得的研究结果进行的评估尚不能证明乳腺癌的发生是否与暴露于DDT、DDE、TCDD和PCBs有联系，仍需要恰当设计实验并进行病历对照和回顾性的群体研究，以证明内分泌干扰物和人类各种癌症之间存在或者没有联系[30]。
2.4生态效应
激素或内分泌干扰物的适时作用对生物发育是决定性的。
在发育早期，生物性器官和大脑特定的中枢受性激素控制。
内分泌干扰物的干扰会导致器官永久性缺陷和功能障碍。
在成熟的生物体内，激素参与了精液形成和雌性性周期的调节，内分泌干扰物刺激或阻碍器官的功能。
这些效应与动物暴露于内分泌干扰物期间所处的发育期有重要关系。
相关的调查研究表明，环境中的内分泌干扰物可能是导致一些野生动物（如五大湖区的鱼和鸟、Apopka湖的幼短吻鳄的数量减少）数量下降的重要原因，并且也可能是导致包括美国的貂、欧洲的河獭和欧洲水域的海上哺乳动物等在内的多种高等动物产生疾病和畸形的原因[31-34]。
在受内分泌干扰物污染的环境中生活的动物，如发生近亲交配，可能使濒危生物的繁殖率变得更低，佛罗里达豹便是很好的例子，此外，内分泌干扰物的污染也被认为是导致五大湖区海龟的胚胎死亡率增加的罪魁祸首。
以五大湖区为例，五大湖区的生物群落，从浮游生物到最高食肉动物，在过去的100年中已经经历了非常大的变化，变化起因包括外来物种的侵入、污染、捕鱼和边界线的延伸、湖区水文学和河流流向的改变等。
调查结果表明内分泌干扰物已经影响到某些生物种群数量的大小，而且可能也已经导致在种群结构方面的变化，但是目前很难从量上把握各种不同的因素间关系。
有流行病学和实验证据表明，一些持久的、有生物蓄积性的内分泌干扰物（也称为持久的有机污染物，POPs）会对野生动物的数量产生不利的影响，但是其主要效应是否是由于激素行为改变引起的还需进一步证明。
仍然需要对受到内分泌干扰物暴露影响的种群进行长期研究，以评估这些化学品在改变种群大小、年龄结构和动态平衡方面的影响。
实地观测和实验室研究应该有机联系在一起，以研究化学暴露和生物行为与节律的重要改变，从而理解化学暴露是怎样长期的影响自然体系的生态属性。
值得注意的是，地球生物并不是暴露在单一的环境化学品中，而往往是暴露于包含多种物质的复杂混合体系中，但目前对于多种内分泌干扰物的混合效应仍需进一步的研究[35-38]。
3内分泌干扰物的作用机制
外源性物质对激素受体正常结合作用的协同和拮抗是内分泌干扰物作用的基本机制。
正常的激素从特定的靶组织通过与细胞内受体或膜受体的直接反应表现其对外界的反应。
与受体的自然配位是激素功能中关键的一步。
细胞内激素的核受体如性类固醇、肾上腺类固醇、甲状腺激素、维生素D和视黄酸的受体，通过与特异DNA序列的反应，调节基因的转译，合成出新的信使RNA，加工、翻译以产生新的蛋白质。
内分泌干扰物主要通过模拟天然激素与配体结合或通过抑制天然激素与配体的结合而影响这一过程[13]。
图1和图2分别是内分泌干扰物对正常雌激素效应的两种影响机制示意图（图中ER为雌激素受体estrogenreceptor）：
图1内分泌干扰物与雌激素受体结合示意图[13]
图2内分泌干扰物阻遏雌激素与受体的结合示意图
根据相关的研究成果，目前为大多数研究人员所接受的内分泌干扰物作用机制主要包括以下几种[13,39-42]：
3.1与受体直接结合
内分泌干扰物模仿天然激素，与激素结合位点结合，形成配体-受体复合物，配体-受体复合物再结合在DNA结合区的DNA反应元件上，从而影响人和动物的生殖能力。
3.2.与生物体内激素竞争靶细胞上的受体
通过竞争的结果，内分泌干扰物与靶细胞上的受体结合，减少受体对天然激素的吸附，从而影响了天然激素的作用。
3.3.阻遏天然激素与受体的结合
天然激素与受体的结合受内分泌干扰物的阻遏，进而影响激素信号的细胞、器官、组织的传递，导致机体功能失调。
3.4.影响内分泌系统与其他系统的调控作用
内分泌系统与免疫、神经、生殖等各个系统相互影响、互相制约，内分泌系统的紊乱使其他系统受到伤害，从而引发致癌性、免疫毒性、神经毒性等。
3.5.协同作用
内分泌干扰物的种类繁多，存在各化学物质的协同作用，联合作用的强度远远高于单独作用的强度，且它们之间的协同作用因组合的不同而不同，致毒机理十分复杂。
4环境中内分泌干扰物的类别及其环境行为
4.1环境中内分泌干扰物的类别
根据内分泌干扰物的定义，其界定并不是依据物质的化学结构或性质，而是根据其生物学效应。
因此，多种（类）结构性质迥异的化学物质都被归入了内分泌干扰物的范围之中。
以世界野生动物基金会（WorldWildlifeFund，WWF）的研究结果为例，约有70种（类）物质被认为是可能干扰内分泌的化学物质，包括农药（除草剂、杀虫剂）、杀菌剂、表面活性剂、塑料增塑剂等。
WWF提出的物质外，重金属铅、镉、汞等亦被认为是疑似环境内分泌干扰物。
此外本身作为激素的一类物质也被列入环境内分泌干扰物，例如天然雌激素和人工合成雌激素类药物（如雌二醇、雌酮、己烯雌酚、乙炔基雌二醇等）、植物来源的雌激素（如染料木黄酮、玉米烯酮、去甲二氢愈创木酸等）[43,44]。
可以肯定，随着研究的深入和新的研究结果的发现，不断会有其他物质被列入内分泌干扰物的“黑名单”。
4.2环境中内分泌干扰物的来源
内分泌干扰物在环境中会人为产生或自然地产生，而且其影响能从多种来源发生。
所有人和许多动物都受到在它们所吃的植物食物中所含有的某些天然植物雌激素的影响。
人和动物会不知不觉地受到人为内分泌干扰物的影响，如喝了受污染的水，呼吸了污染空气，摄取了含有内分泌干扰物的食物，或者接触了已污染的土壤。
杀虫剂（如DDT和硫丹）、塑料（如双酚A）和其它工业产品（如PCBs）一直都是人工合成生产的内分泌干扰物。
人也可能由于使用含有内分泌干扰物的商品而受到许多内分泌干扰物的影响，如清洁剂、杀虫剂和食物添加剂。
许多人出于治疗目的或其它原因，主动地摄取或在他们的皮肤上使用化学药品。
这些化学药品（其中包括节育药丸、草药的补充物、化妆品和杀虫剂产品等）同样起到了内分泌干扰作用。
天然的内分泌干扰物通常被认为是由植物产生的植物雌激素所组成。
不同的内分泌干扰物有不同的来源和暴露途径，响应的就会有不同的作用位置（如组织和器官）和效应。
目前已确定的约60～70种环境内分泌干扰物广泛存在于空气、水以及土壤等介质中。
环境内分泌干扰物来源广泛，其主要来源有：
空气介质中：
垃圾焚烧产生的二噁英和PCB，汽车尾气、烹饪油烟等均可产生环境内分泌干扰物；
此外，农药的喷洒以及化工生产过程也可产生空气的类激素污染。
水环境介质中：
农药、化肥的大量使用，工业固体废弃物的随意堆放以及垃圾填埋场的渗滤液中的内分泌干扰物导致环境内分泌干扰物借助水的淋溶作用进入水环境；
有机废水的随意排放造成水体环境内分泌干扰物污染；
以地表水为饮用水水源，自来水厂加氯消毒产生的副产物（DBPs）存在于饮用水中。
表1列举了有代表性的环境内分泌干扰物进入水体的主要途径[13,45-47]
在土壤介质中：
农药（有机氯、磷杀虫剂和除莠剂等）残留、化肥的大量使用会造成土壤的环境内分泌干扰物污染。
另外，自然环境系统中原有的内分泌干扰物（如天然的植物碱、动物激素和微生物代谢物）或产生的环境内分泌干扰物物质（如火山的喷发）也是来源之一。
表1典型内分泌干扰物进入水体的主要途径
产品用途
所含内分泌干扰物
进入水体的主要途径
节育药丸，类固醇类药品，化疗药品
雌二醇、雌酮、己烯雌酚等
药物在人体内部分代谢。
未代谢药物和代谢产物通过尿和粪便排出人体。
废水处理设施部分去除或分解这些化学物质，其余部分（药物和代谢物）排入地面水中
未用药品未经适宜处置即排入水体
日用品，如清洁剂、表面活性剂及其分解产物
壬基酚、辛基酚等
这些日用品通常用于水槽和洗手间的清洗。
废水处理设备部分去除或分解这些化学物质，其余部分和分解产物排入地面水中
化工品和材料
多溴二苯醚，双酚A，PCBs,酞酸酯，苯乙烯，汞，铅，二噁英和呋喃
由工厂、商业企业和家庭排入废水中。
废水处理设备部分去除和/或分解这些化学物质，其余部分和分解产物排入地面水中
杀真菌剂
六氯苯，代森锰，三丁基锡
在野外使用时，杀真菌剂随着雨水进入下水道并流入地面水体中
在室内用或用于清洗衣物和设备时，被排入污水处理厂后部分被去除/或分解，其余部分排入地面水中
除草剂
2,4-滴，2,4,5-涕，阿特拉津
在野外使用时，除草剂随着雨水进入下水道并直接流入地面水体中
杀虫剂
西维因，氯丹，狄氏剂，林丹，对硫磷
在野外使用时，杀虫剂随着雨水进入下水道并流入地面水体中（如河、海湾等）
在室内使用或用于清洗衣物和沾污设备时，被排入污水处理厂后部分被去除或分解，其余部分排入地面水中
4.3内分泌干扰物在环境中的存在
目前正在对环境内分泌干扰物质进行全面深入筛选，各种内分泌干扰化学品在环境中的分布和浓度水平等方面的研究已经有了较多的报道。
表2给出了部分已报道的EDCs在环境中的存在和分布情况[13]。
除酞酸酯外，近年来较多报道集中在城市污水处理厂排水中内分泌干扰物的检测。
2001年Johnson和Sumpter[48]对城市污水处理厂排水中几种内分泌干扰物的相对干扰能力和重要性作了比较，结果表明合成雌激素EE2的干扰作用最为重要，E1、E2和NP及OP的干扰作用也是重要的，而雌三醇E3就显得不那么重要。
2部分已报道的环境内分泌干扰物质的浓度
内分泌干扰物
环境介质
浓度水平
雌激素类
E2
天然水
污水处理厂排水
未检出～几纳克/升
未检出～几十纳克/升
E1
未检出～十几纳克/升
几～几十纳克/升
EE2
DES
烷基酚类
NP
未检出～几微克/升
未检出～几十微克/升
OP
未检出～几百纳克/升
BPA
工业废水
生活污水
酞酸酯类
DBP
大气
沉积物
几十～几百纳克/立方米
几十纳克/升～几十微克/升
几～几十微克/千克
DEHP
几～几十纳克/立方米
几～几百微克/千克
4.4环境内分泌干扰物的归趋与暴露途径
环境内分泌干扰物大多数为脂溶性，化学性质稳定，其在环境中的迁移转化主要取决于其本身的性质以及环境条件。
环境内分泌干扰物包括天然雌激素及有机污染物等，它们可以通过吸附作用、挥发作用、水解作用、光解作用、生物富集和生物降解作用等过程进行迁移转化。
研究内分泌干扰物在这些方面的迁移转化，有助于了解环境内分泌干扰物的归趋和可能产生的危害。
环境内分泌干扰物在生态环境中的循环、转移主要有三条途径：
土壤途径、水体途径及空气途径。
土壤途径主要通过杀虫剂的喷洒以及含雌激素垃圾的淋溶进入土壤，再由作物及牧草进入家畜及人体；
水体途径主要通过水生植物及动物对土壤径流、农田农药及工业及生活废水中的雌激素富集再转移给鸟类、鱼类及人；
空气途径主要通过呼吸被污染了的空气，或通过牧草及作物表面的粉尘沉降再转移给家畜及人。
环境内分泌干扰物可在大气、水体与土壤间交互传递，并通过气、水、土壤和生物等途径对所关注的主要暴露对象——动物和人产生影响[13,49-51]。
5国内外内分泌干扰物研究现状
近十年来，关于化学污染物是否通过与内分泌系统交互作用，对人类和野生生物产生不良健康效应的争论，得到了生态学家、内分泌学家、毒理学家、流行病学家的极大重视，并在世界范围内展开了广泛深入的调查研究。
目前国际上有关环境内分泌干扰物，尤其是关于具有雌激素和类雌激素效应的化学物质对自然界和人类健康影响的研究受到了各学科的广泛关注[52-56]。
内分泌干扰物研究项目多集中在发达国家或地区。
到1998年，全球获得的内分泌干扰物研究资助项目有1000多个，涉及环境动物生态学效应、环境暴露测试、人类有害效应等各个方面。
按研究项目数依次排列为美国、加拿大、日本、英国和欧共体国家，共占95%以上。
从项目研究内容看，主要集中在环境化学物内分泌干扰活性甄别方法研究，内分泌干扰物暴露的人群流行病学研究和内分泌干扰物作用机制研究三个方面。
美国国家环保局（USEPA）和美国国家研究委员会（NationalResearchCouncil，NRC）在有关环境内分泌干扰物的研究方面做了大量工作。
EPA下属的内分泌干扰物的筛选和检测委员会（EndocrineDisruptorScreeningandTestingAdvisoryCommitteeEDSTAC）1998年公布了一份最终研究报告，对内分泌干扰物的筛选和检测方法进行了规范。
欧盟（EU）也于1999年开展了一项为期三年的名为COMPREHEND（CommunityProgrammeofResearchonEnvironmentalHormonesandEndocrineDisrupters）的研究计划，其目的在于研究欧洲主要水体的雌激素效应及与该效应有关的主要化学物质，其主要研究对象就是污水处理厂出水。
此外，在2003-2006年欧盟制定的《The6thEUFrameworkProgrammeforResearchandTechnologicalDevelopment》研究计划中，继续投入约两千万欧元进行有关环境中内分泌干扰物，尤其是混合体系中低浓度内分泌干扰物的复合效应的研究[52-57]。
内分泌干扰物所引起的危害在我国也日益受到重视，已引起了我国学者的广泛关注，但同国外相关研究相比，环境中内分泌干扰物的研究在我国尚处于初步研究阶段[58-64]。
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