張永麗，梁大山，郭洪光，張 靜，王慶國(四川大學(xué)建筑與環(huán)境學(xué)院，成都 610065)

近年來，天然與合成雌激素雌酮(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)以及類雌激素活性物質(zhì)雙酚A(Bisphenol A, BPA)、壬基酚(Nonylphenol, NP)和辛基酚(4-Octylphenol, OP)作為典型的環(huán)境中內(nèi)分泌干擾物(EDCs)引起了人們的廣泛關(guān)注[1-3]。環(huán)境雌激素普遍存在于城市水體中，主要通過城市污水廠處理尾水等途徑進(jìn)入水體并以ng/L的濃度痕量存在。研究表明環(huán)境雌激素進(jìn)入人和動(dòng)物體內(nèi)后可導(dǎo)致生殖功能障礙，生長發(fā)育異常，代謝紊亂和某些與激素有關(guān)的生殖系統(tǒng)腫瘤，如乳腺癌、卵巢癌和子宮內(nèi)膜瘤等[4,5]。作為繼重金屬污染及水體富營養(yǎng)化后的第三代水環(huán)境污染物，雌激素的污染已經(jīng)關(guān)系著人類的生存繁衍，已成為亟待解決的環(huán)境問題。

岷江是長江水量最大的支流，發(fā)源于岷山南麓松潘縣，由西北向東南流經(jīng)四川盆地，于宜賓市合江門匯入長江。沿途流經(jīng)松潘、茂縣、汶川、都江堰、成都、眉山、樂山、宜賓等12個(gè)縣市，既是這些城市的主要飲用水源，也是最終的污染接納體。近幾十年來，工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展和外來人口的急速增長，大量的廢水和污染物進(jìn)入水體，使得岷江流域的水環(huán)境受到不同程度的污染。沱江發(fā)源于川西北九頂山南麓，流至金堂縣趙鎮(zhèn)并與湔江、青白江、石亭江匯合成為沱江干流，向南經(jīng)淮口、五鳳溪、簡陽市、資陽市、內(nèi)江市等至瀘州市匯入長江。沱江流域工農(nóng)業(yè)發(fā)達(dá)，水資源量緊缺，并且沿江工礦企業(yè)集中，2014年監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示沱江水系Ⅱ類、Ⅲ類水質(zhì)比例只占34.2%，劣于Ⅴ類占23.7%，這也使兩岸城鄉(xiāng)居民生活用水面臨嚴(yán)重挑戰(zhàn)[6]。因此，了解岷江、沱江流域內(nèi)典型雌激素的分布情況不僅有利于環(huán)境的保護(hù)，還對(duì)四川省內(nèi)主要城市飲水安全等具有重大意義。本文采用HPLC-MS/MS法對(duì)水體中8種典型雌激素濃度分布情況進(jìn)行了研究，以期為該類物質(zhì)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 主要試劑

Whatman玻璃纖維膜，Waters Sep-Pak C18固相萃取小柱(500 mg)，百靈威公司雌酮(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)、雙酚A(BPA)。甲醇、正己烷、二氯甲烷均由成都科龍化工試劑廠。

1.2 水樣的采集和處理

每年的6-10月為岷江、沱江的汛期，由于雌激素的特殊性質(zhì)，點(diǎn)污染源和面污染源對(duì)水體中濃度影響較大，因此采樣時(shí)間主要集中在2014年8-10月，每月采樣一次。

采樣點(diǎn)為四川省岷江、沱江主干流典型城市江段，見圖1。取樣斷面的選擇依據(jù)四川省環(huán)保廳主要河流監(jiān)測斷面及岷江、沱江流域內(nèi)主要城市江段選擇。每個(gè)取樣斷面在主流處水面以下0.5 m處設(shè)采樣點(diǎn)，水樣以干凈棕色玻璃瓶采集，采樣前用水樣預(yù)洗采樣瓶3次。水樣采集后于4 ℃冷藏，并在72 h內(nèi)完成萃取，萃取后48 h內(nèi)完成分析。

圖1 岷江、沱江流域采樣點(diǎn)分布圖Fig.1 Map of sampling locations in Minjiang and Tuojiang rivers

水樣首先采用0.45 μm的玻璃纖維(Whatman)過濾以避免堵塞固相萃取小柱，濾出液用Waters C18固相萃取小柱進(jìn)行富集，甲醇和正己烷洗脫，輕柔氮?dú)獯蹈珊?，用甲醇定容?.0 mL，以備HPLC-MS/MS監(jiān)測。

1.3 儀器分析

采用Waters高效液相色譜儀和API 3200 QTRAP串聯(lián)四級(jí)桿質(zhì)譜儀進(jìn)行定量分析。色譜監(jiān)測條件：Sepax GP-Phenyl色譜柱(100.0 mm×2.1 mm，3 um)；電噴霧離子源；進(jìn)樣體積為20.0 μL；載氣溫度為300 ℃；載氣流速為11.0 L/min；流動(dòng)相A為0.1%的氨水溶液，B為甲醇。串聯(lián)四級(jí)桿質(zhì)譜采用MS/MS掃描模式，監(jiān)測離子參數(shù)見表1。

表1 MS/MS模式中雌激素監(jiān)測離子參數(shù)Tab.1 Lon detecting parameters of estrogens in MS/MS modes

水樣富集濃縮倍數(shù)為1 000。分析方法加標(biāo)回收率為91.1%～121%，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差為3.3%～9%。E1、E2等在0～200 ng/L范圍內(nèi)線性關(guān)系良好。

2 結(jié)果與討論

岷江和沱江流域內(nèi)壬基酚等8種環(huán)境雌激素的檢出結(jié)果見表2。檢出限均為0.001 ng/L。

表2 岷江、沱江水體中8種雌激素的濃度值 ng/LTab.2 Concentrations of eight estrogens in surface water of Minjiang and Tuojiang River

注：ND表示未檢出。

2.1 岷江、沱江水體中雌激素的組成、濃度

取3個(gè)月檢測值均值為豐水期濃度，幾種典型雌激素在岷江和沱江流域內(nèi)的分布情況見表2。由表2可知，在所有樣品中均監(jiān)測出E1、BPA和NP，檢出率為100%，其余幾種雌激素檢出率均較低。岷江流域內(nèi)E1的濃度在0.061～2.404 ng/L之間，BPA濃度在10.163～48.317 ng/L之間，NP濃度在2.593～7.748 ng/L之間；沱江流域內(nèi)E1的濃度在0.054～0.206 ng/L之間，BPA濃度在16.867～118.43 ng/L之間，NP濃度在2.980～9.362 ng/L之間；E2、E3、EE2、DES和OP在岷江沱江流域內(nèi)濃度平均值均很小。以檢出率和濃度值大小作為各雌激素的衡量指標(biāo)，可以看出，BPA和NP檢出率和濃度值均較高，E1的檢出率雖較高，但濃度值較NP小于一個(gè)數(shù)量級(jí)，較BPA小于兩個(gè)數(shù)量級(jí)，其余雌激素檢出率和濃度值均很小，因此兩條河中雌激素風(fēng)險(xiǎn)主要為BPA和NP的污染。

根據(jù)有關(guān)文獻(xiàn)，國內(nèi)外關(guān)于地表水中雙酚A的檢測中，日本Tama河河水中的雙酚A濃度范圍為4.8～76.3 ng/L[7]；德國萊茵河中雙酚A濃度范圍為10～119 ng/L[8]；美國大部分被調(diào)查的河流中雙酚A中值在140 ng/L左右[9]；中國珠江廣州河段雙酚A的濃度97.8～540.6 ng/L[10]，膠州灣周圍河流中雙酚A濃度為29.2～262.5 ng/L[11]。與上述河流相比，岷江流域中雙酚A的濃度與日本Tama河相當(dāng)，遠(yuǎn)小于珠江廣州段和膠州灣周圍河流；沱江流域中雙酚A的濃度和德國萊茵河基本一致。圖2為上述各河流雙酚A最高值對(duì)比圖。

圖2 國內(nèi)外河流中雙酚A最高值對(duì)比圖Fig.2 Comparison of the highest concentration of BPA in China and abroad rivers

岷江水系中壬基酚的濃度為2.593～7.748 ng/L；沱江水系中壬基酚的濃度為2.980～9.362 ng/L；均遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于國內(nèi)外其他河流，如日本東京Tama河(50～70 ng/L)[12]、韓國Han River (23.2～187.6 ng/L)[13]，珠江三角洲水系(98.84～164.98 ng/L)[14]等。圖3為上述各河流壬基酚最高值對(duì)比圖。

圖3 國內(nèi)外河流中壬基酚最高值對(duì)比圖Fig.3 Comparison of the highest concentration of NP in China and abroad rivers

圖4 岷江流域雙酚A空間分布圖Fig.4 The distribution maps of BPA in the Minjiang rivers

2.2 雙酚A和壬基酚的空間分布

在整個(gè)岷江流域(M1～M12)內(nèi)，BPA呈現(xiàn)出南高北低、下游高于上游的分布特征，最高值出現(xiàn)在彭山岷江大橋斷面，濃度為48.317 ng/L，其次是眉山岷江大橋斷面(45.000 ng/L)、黃龍溪廊橋斷面(41.717 ng/L)，如圖4所示。岷江流域內(nèi)，NP濃度下游略高于上游，最高值出現(xiàn)在黃龍溪廊橋斷面，濃度為7.748 ng/L，最低值在徐堰河，濃度為2.593 ng/L，如圖5所示。由此可見，就整體而言，在整個(gè)岷江區(qū)域內(nèi)雙酚A和壬基酚濃度在成都下游出境最高，這應(yīng)該是由于該片區(qū)位于成都市下游，沿途經(jīng)過眾多重要的工業(yè)聚集區(qū)，該區(qū)域主要產(chǎn)業(yè)集中在石油化工、建材冶金、電子制造業(yè)、機(jī)械工業(yè)、生物醫(yī)藥等，由于雙酚A和壬基酚的難降解性，普通的污水處理設(shè)施不易將其去除，因此該區(qū)域內(nèi)大量存在的工業(yè)企業(yè)極有可能是該地區(qū)地表水中雙酚A和壬基酚含量較高的原因之一，而在岷江上游點(diǎn)源、面源污染較少，水體中雌激素濃度較低。

圖5 岷江流域壬基酚空間分布圖Fig.5 The distribution maps of NP in the Minjiang rivers

圖6 沱江流域雙酚A空間分布圖Fig.6 The distribution maps of BPA in the Tuojiang rivers

圖7 沱江流域壬基酚空間分布圖Fig.7 The distribution maps of NP in the Tuojiang rivers

沱江流域(T1～T7)雙酚A的分布則呈現(xiàn)出北高南低、上游高于下游的分布特征，最高值出現(xiàn)在獅子沱碼頭，濃度為118.43 ng/L，最低值為瀘州斷面，濃度為16.867 ng/L。與雙酚A的分布特征相似，沱江流域壬基酚的分布也呈現(xiàn)出北高南低、上游高于下游的分布特征，最高值出現(xiàn)在獅子沱碼頭，濃度為9.362 ng/L，最低值為內(nèi)江斷面，濃度為2.980 ng/L，如圖6和圖7所示。這可能是由于沱江流域在金堂趙鎮(zhèn)下游有大量的工業(yè)企業(yè)和村莊，各種工業(yè)廢水、兩岸的居民生活廢水、農(nóng)業(yè)畜牧業(yè)生產(chǎn)污水不斷匯入河流，使得此河段雙酚A和壬基酚濃度較高，而在下游地區(qū)，由于水體中的污泥吸附、生物降解和光分解等作用使雙酚A和壬基酚濃度降低。

綜上所述，岷江和沱江流域內(nèi)存在不同濃度水平的雙酚A和壬基酚污染，該類物質(zhì)具有難降解性和積累性，應(yīng)引起高度重視，同時(shí)應(yīng)采取相應(yīng)的控制措施，防止水體的進(jìn)一步污染。進(jìn)入岷江、沱江水體中的雌激素來源主要為沿岸生活污水、工業(yè)廢水和養(yǎng)殖業(yè)污水排放，需加大污廢水收集的力度并對(duì)水處理廠工藝進(jìn)行改進(jìn)，強(qiáng)化深度處理，降低污水處理廠尾水雌激素濃度，保障岷江和沱江流域水環(huán)境安全。

3 結(jié) 論

(1)建立了HPLC-MS/MS法測定多種典型雌激素的檢測方法，加標(biāo)回水率91.1%～121%，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差為3.3%～9%，在0～200 ng/L檢測范圍內(nèi)線性關(guān)系良好。

(2)豐水期岷江、沱江流域內(nèi)E1、BPA和NP的檢出率為100%，其余幾種雌激素檢出率較低，但E1濃度較低，岷江、沱江流域雌激素風(fēng)險(xiǎn)主要為BPA和NP的污染。

(3)岷江流域內(nèi)BPA呈現(xiàn)出南高北低、下游高于上游的分布特征，最高值出現(xiàn)在彭山岷江大橋斷面，NP濃度下游略高于上游，最高值出現(xiàn)在黃龍溪廊橋斷面；沱江流域雙酚A和壬基酚均呈現(xiàn)出北高南低、上游高于下游的分布特征，最高值出現(xiàn)在獅子沱碼頭。

□

[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] 四川省環(huán)境保護(hù)廳.四川省環(huán)境狀況公報(bào)(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] 龔 劍, 冉 勇, 楊 余, 等. 珠江廣州河段表層水中雌激素化合物的污染狀況[J]. 環(huán)境化學(xué), 2008,27(2):242-244.

[11] 李正炎, 傅明珠, 王馨平, 等. 冬季膠州灣及其周邊河流中酚類環(huán)境激素的分布特征[J]. 中國海洋大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)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, 陳 兵, 麥碧嫻, 等. 洪季珠江三角洲水系烷基酚污染狀況研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2004,25(3):48-52.