张永丽，梁大山，郭洪光，张 静，王庆国(四川大学建筑与环境学院，成都 610065)

近年来，天然与合成雌激素雌酮(ESteone, E1)、 17β-雌二醇(17β-Estradiol, E2)、雌三醇(Estriol, E3)、17α-乙炔基雌二醇(17α-Ethinyl Estradiol, EE2)、己烯雌酚(Didethylstilbestrol, DES)以及类雌激素活性物质双酚A(Bisphenol A, BPA)、壬基酚(Nonylphenol, NP)和辛基酚(4-Octylphenol, OP)作为典型的环境中内分泌干扰物(EDCs)引起了人们的广泛关注[1-3]。环境雌激素普遍存在于城市水体中，主要通过城市污水厂处理尾水等途径进入水体并以ng/L的浓度痕量存在。研究表明环境雌激素进入人和动物体内后可导致生殖功能障碍，生长发育异常，代谢紊乱和某些与激素有关的生殖系统肿瘤，如乳腺癌、卵巢癌和子宫内膜瘤等[4,5]。作为继重金属污染及水体富营养化后的第三代水环境污染物，雌激素的污染已经关系着人类的生存繁衍，已成为亟待解决的环境问题。

岷江是长江水量最大的支流，发源于岷山南麓松潘县，由西北向东南流经四川盆地，于宜宾市合江门汇入长江。沿途流经松潘、茂县、汶川、都江堰、成都、眉山、乐山、宜宾等12个县市，既是这些城市的主要饮用水源，也是最终的污染接纳体。近几十年来，工农业的快速发展和外来人口的急速增长，大量的废水和污染物进入水体，使得岷江流域的水环境受到不同程度的污染。沱江发源于川西北九顶山南麓，流至金堂县赵镇并与湔江、青白江、石亭江汇合成为沱江干流，向南经淮口、五凤溪、简阳市、资阳市、内江市等至泸州市汇入长江。沱江流域工农业发达，水资源量紧缺，并且沿江工矿企业集中，2014年监测数据显示沱江水系Ⅱ类、Ⅲ类水质比例只占34.2%，劣于Ⅴ类占23.7%，这也使两岸城乡居民生活用水面临严重挑战[6]。因此，了解岷江、沱江流域内典型雌激素的分布情况不仅有利于环境的保护，还对四川省内主要城市饮水安全等具有重大意义。本文采用HPLC-MS/MS法对水体中8种典型雌激素浓度分布情况进行了研究，以期为该类物质的生态风险评价奠定基础。

1 材料与方法

1.1 主要试剂

Whatman玻璃纤维膜，Waters Sep-Pak C18固相萃取小柱(500 mg)，百灵威公司雌酮(E1)、17β-雌二醇(E2)、壬基酚(NP)、辛基酚(OP)，TCI公司雌三醇(E3)、17α-乙炔基雌二醇(EE2)、乙烯雌酚(DES)、双酚A(BPA)。甲醇、正己烷、二氯甲烷均由成都科龙化工试剂厂。

1.2 水样的采集和处理

每年的6-10月为岷江、沱江的汛期，由于雌激素的特殊性质，点污染源和面污染源对水体中浓度影响较大，因此采样时间主要集中在2014年8-10月，每月采样一次。

采样点为四川省岷江、沱江主干流典型城市江段，见图1。取样断面的选择依据四川省环保厅主要河流监测断面及岷江、沱江流域内主要城市江段选择。每个取样断面在主流处水面以下0.5 m处设采样点，水样以干净棕色玻璃瓶采集，采样前用水样预洗采样瓶3次。水样采集后于4 ℃冷藏，并在72 h内完成萃取，萃取后48 h内完成分析。

图1 岷江、沱江流域采样点分布图Fig.1 Map of sampling locations in Minjiang and Tuojiang rivers

水样首先采用0.45 μm的玻璃纤维(Whatman)过滤以避免堵塞固相萃取小柱，滤出液用Waters C18固相萃取小柱进行富集，甲醇和正己烷洗脱，轻柔氮气吹干后，用甲醇定容至2.0 mL，以备HPLC-MS/MS监测。

1.3 仪器分析

采用Waters高效液相色谱仪和API 3200 QTRAP串联四级杆质谱仪进行定量分析。色谱监测条件：Sepax GP-Phenyl色谱柱(100.0 mm×2.1 mm，3 um)；电喷雾离子源；进样体积为20.0 μL；载气温度为300 ℃；载气流速为11.0 L/min；流动相A为0.1%的氨水溶液，B为甲醇。串联四级杆质谱采用MS/MS扫描模式，监测离子参数见表1。

表1 MS/MS模式中雌激素监测离子参数Tab.1 Lon detecting parameters of estrogens in MS/MS modes

水样富集浓缩倍数为1 000。分析方法加标回收率为91.1%～121%，相对标准偏差为3.3%～9%。E1、E2等在0～200 ng/L范围内线性关系良好。

2 结果与讨论

岷江和沱江流域内壬基酚等8种环境雌激素的检出结果见表2。检出限均为0.001 ng/L。

表2 岷江、沱江水体中8种雌激素的浓度值 ng/LTab.2 Concentrations of eight estrogens in surface water of Minjiang and Tuojiang River

注：ND表示未检出。

2.1 岷江、沱江水体中雌激素的组成、浓度

取3个月检测值均值为丰水期浓度，几种典型雌激素在岷江和沱江流域内的分布情况见表2。由表2可知，在所有样品中均监测出E1、BPA和NP，检出率为100%，其余几种雌激素检出率均较低。岷江流域内E1的浓度在0.061～2.404 ng/L之间，BPA浓度在10.163～48.317 ng/L之间，NP浓度在2.593～7.748 ng/L之间；沱江流域内E1的浓度在0.054～0.206 ng/L之间，BPA浓度在16.867～118.43 ng/L之间，NP浓度在2.980～9.362 ng/L之间；E2、E3、EE2、DES和OP在岷江沱江流域内浓度平均值均很小。以检出率和浓度值大小作为各雌激素的衡量指标，可以看出，BPA和NP检出率和浓度值均较高，E1的检出率虽较高，但浓度值较NP小于一个数量级，较BPA小于两个数量级，其余雌激素检出率和浓度值均很小，因此两条河中雌激素风险主要为BPA和NP的污染。

根据有关文献，国内外关于地表水中双酚A的检测中，日本Tama河河水中的双酚A浓度范围为4.8～76.3 ng/L[7]；德国莱茵河中双酚A浓度范围为10～119 ng/L[8]；美国大部分被调查的河流中双酚A中值在140 ng/L左右[9]；中国珠江广州河段双酚A的浓度97.8～540.6 ng/L[10]，胶州湾周围河流中双酚A浓度为29.2～262.5 ng/L[11]。与上述河流相比，岷江流域中双酚A的浓度与日本Tama河相当，远小于珠江广州段和胶州湾周围河流；沱江流域中双酚A的浓度和德国莱茵河基本一致。图2为上述各河流双酚A最高值对比图。

图2 国内外河流中双酚A最高值对比图Fig.2 Comparison of the highest concentration of BPA in China and abroad rivers

岷江水系中壬基酚的浓度为2.593～7.748 ng/L；沱江水系中壬基酚的浓度为2.980～9.362 ng/L；均远远小于国内外其他河流，如日本东京Tama河(50～70 ng/L)[12]、韩国Han River (23.2～187.6 ng/L)[13]，珠江三角洲水系(98.84～164.98 ng/L)[14]等。图3为上述各河流壬基酚最高值对比图。

图3 国内外河流中壬基酚最高值对比图Fig.3 Comparison of the highest concentration of NP in China and abroad rivers

图4 岷江流域双酚A空间分布图Fig.4 The distribution maps of BPA in the Minjiang rivers

2.2 双酚A和壬基酚的空间分布

在整个岷江流域(M1～M12)内，BPA呈现出南高北低、下游高于上游的分布特征，最高值出现在彭山岷江大桥断面，浓度为48.317 ng/L，其次是眉山岷江大桥断面(45.000 ng/L)、黄龙溪廊桥断面(41.717 ng/L)，如图4所示。岷江流域内，NP浓度下游略高于上游，最高值出现在黄龙溪廊桥断面，浓度为7.748 ng/L，最低值在徐堰河，浓度为2.593 ng/L，如图5所示。由此可见，就整体而言，在整个岷江区域内双酚A和壬基酚浓度在成都下游出境最高，这应该是由于该片区位于成都市下游，沿途经过众多重要的工业聚集区，该区域主要产业集中在石油化工、建材冶金、电子制造业、机械工业、生物医药等，由于双酚A和壬基酚的难降解性，普通的污水处理设施不易将其去除，因此该区域内大量存在的工业企业极有可能是该地区地表水中双酚A和壬基酚含量较高的原因之一，而在岷江上游点源、面源污染较少，水体中雌激素浓度较低。

图5 岷江流域壬基酚空间分布图Fig.5 The distribution maps of NP in the Minjiang rivers

图6 沱江流域双酚A空间分布图Fig.6 The distribution maps of BPA in the Tuojiang rivers

图7 沱江流域壬基酚空间分布图Fig.7 The distribution maps of NP in the Tuojiang rivers

沱江流域(T1～T7)双酚A的分布则呈现出北高南低、上游高于下游的分布特征，最高值出现在狮子沱码头，浓度为118.43 ng/L，最低值为泸州断面，浓度为16.867 ng/L。与双酚A的分布特征相似，沱江流域壬基酚的分布也呈现出北高南低、上游高于下游的分布特征，最高值出现在狮子沱码头，浓度为9.362 ng/L，最低值为内江断面，浓度为2.980 ng/L，如图6和图7所示。这可能是由于沱江流域在金堂赵镇下游有大量的工业企业和村庄，各种工业废水、两岸的居民生活废水、农业畜牧业生产污水不断汇入河流，使得此河段双酚A和壬基酚浓度较高，而在下游地区，由于水体中的污泥吸附、生物降解和光分解等作用使双酚A和壬基酚浓度降低。

综上所述，岷江和沱江流域内存在不同浓度水平的双酚A和壬基酚污染，该类物质具有难降解性和积累性，应引起高度重视，同时应采取相应的控制措施，防止水体的进一步污染。进入岷江、沱江水体中的雌激素来源主要为沿岸生活污水、工业废水和养殖业污水排放，需加大污废水收集的力度并对水处理厂工艺进行改进，强化深度处理，降低污水处理厂尾水雌激素浓度，保障岷江和沱江流域水环境安全。

3 结 论

(1)建立了HPLC-MS/MS法测定多种典型雌激素的检测方法，加标回水率91.1%～121%，相对标准偏差为3.3%～9%，在0～200 ng/L检测范围内线性关系良好。

(2)丰水期岷江、沱江流域内E1、BPA和NP的检出率为100%，其余几种雌激素检出率较低，但E1浓度较低，岷江、沱江流域雌激素风险主要为BPA和NP的污染。

(3)岷江流域内BPA呈现出南高北低、下游高于上游的分布特征，最高值出现在彭山岷江大桥断面，NP浓度下游略高于上游，最高值出现在黄龙溪廊桥断面；沱江流域双酚A和壬基酚均呈现出北高南低、上游高于下游的分布特征，最高值出现在狮子沱码头。

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[1] Arnold S F, Klotz D M, Collins B M, et a1. Synergistic activation of estrogen receptor with combinations of environmental chemicals(estrogen mimicking pollutants linked to human diseases)[J]. Science, 1996,272:1 489-1 492.

[2] Ckinlay R, Plant J A, Bell J NB, et a1. Calculating human exposure to endocrine disrupting pesticides via agricultural and nonagricultural exposureroutes[J]. Science of the Total Environment, 2008,398(1/2/3):1-12.

[3] Khim J S, Lee K T, KannanK, et a1. Trace organic contaminants in sediment and water from Ulsan Bay and its vicinity, Korea[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2001,40(2):14l-150.

[4] Johnson A C, Williams R J, Simpson P, et a1. What difference might sewage treatment Performance make to endocrine disruption in rivers?[J]. Environ Pollut, 2007,147(1):194-202.

[5] Batwell A J, Gardner M J, Gordon-Walker S J, et al. Scoping study for a national demonstration programme on EDC removal[M]. UK: UKWIR, 2005.

[6] 四川省环境保护厅.四川省环境状况公报(2014-2015)[Z].

[7] Fruichi T, Kannan K, Giesy J P, et al. Contribution of known endocrine disrupting subscales to the estrogenic activity in Tama River water samples from Japan using instrumental analysis and in vitro reporter gene assay[J]. Water Research, 2004,38(20):4 491-4 501.

[8] Staples C A, Dorn P B, Kleeka G M, et al. A review of the environmental fate, effects and exposures of bisphenol A[J]. Chemosphere, 1998,36(10):2 149-2 173.

[9] Kolpin D W, Furlong E T, Meyer M T, et al. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in US. streams. 1999-2000: a national reconnaissance[J]. Environ Sci Technol, 2002,36(6):1 202-1 211.

[10] 龚 剑, 冉 勇, 杨 余, 等. 珠江广州河段表层水中雌激素化合物的污染状况[J]. 环境化学, 2008,27(2):242-244.

[11] 李正炎, 傅明珠, 王馨平, 等. 冬季胶州湾及其周边河流中酚类环境激素的分布特征[J]. 中国海洋大学学报(自然科学版), 2006,36(3):451-455.

[12] Lsobe N H, Nakashima A. Distribution and behavior of nonylphenol, octylphenol, and nonylphenol monoethoxylate in tokyo metropolitan rea：their association with aquatic particles and sedimentary distributions[J]. Environ Sci Technol，2001,35(6):1 041-1 049.

[13] Li D, Kim M, Shim W, et al. Seasonal flux of nonylphenol in Han River Korea [J]. Chemosphere, 2004,56(1):1-6.

[14] 菁 春, 陈 兵, 麦碧娴, 等. 洪季珠江三角洲水系烷基酚污染状况研究[J]. 环境科学, 2004,25(3):48-52.