黃苑，張維，王瑞國，蘇曉鷗

中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)質量標準與檢測技術研究所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)產(chǎn)品質量安全研究重點實驗室，北京 100081

環(huán)境內分泌干擾物(endocrine-disrupting chemicals, EDCs)是指能夠干擾生物體內源激素的合成、釋放、轉運、結合、作用或代謝，從而影響機體的內環(huán)境穩(wěn)定、生殖、發(fā)育及行為的化學物質，主要指人類生產(chǎn)和生活活動中排放到環(huán)境中的有機污染物[1]。目前，環(huán)境中明確存在的EDCs有近百種，主要包括人工合成的激素類化合物(如乙烯雌酚、孕激素等)以及農(nóng)業(yè)、工業(yè)生產(chǎn)中使用的化學物質或其降解產(chǎn)物(如有機氯農(nóng)藥、擬除蟲菊酯、鄰苯二甲酸酯、二噁英、多氯聯(lián)苯和雙酚類化合物等)。雙酚類化合物(bisphenols, BPs)主要用于合成碳酸聚酯、環(huán)氧樹脂、酚醛樹脂和聚丙烯酸酯等高分子聚合材料，普遍應用于多種工業(yè)產(chǎn)品和日常生活消費品[2]。BPs經(jīng)排放進入環(huán)境介質，污染環(huán)境的同時還通過食物鏈的放大作用在動物和人體內蓄積。目前，已經(jīng)在水體、底泥以及動植物和人體內檢測到多種雙酚類化合物[3]。雙酚A(bisphenol A, BPA)作為最典型且應用最廣的BPs，早在20世紀30年代，就有研究發(fā)現(xiàn)BPA具有促進雌性小鼠生殖系統(tǒng)發(fā)育的效應，呈現(xiàn)出雌激素活性[4-5]。美國國家毒理學項目組也報告BPA能夠影響胎兒、嬰兒以及兒童的大腦發(fā)育、行為和前列腺發(fā)育[6]。因此，2008年，加拿大成為第一個在世界范圍內禁止BPA用于嬰兒食品容器的國家；隨后，美國、歐盟以及中國也相繼出臺法律法規(guī)，禁止BPA用于嬰兒奶瓶及其他兒童食品容器[7]。因而BPA替代品廣泛應用于工業(yè)生產(chǎn)，如雙酚B(bisphenol B, BPB)、雙酚S(bisphenol S, BPS)、雙酚F(bisphenol F, BPF)和雙酚AF(bisphenol AF, BPAF)等。這些BPs同樣具有一定的內分泌干擾效應和其他毒性作用，已經(jīng)成為新的環(huán)境和健康風險因子。美國明尼蘇達州已于2014年立法禁止BPA替代品使用，認為其可能干擾機體的內分泌系統(tǒng)從而導致生殖發(fā)育毒性、基因損傷、癌癥以及其他系統(tǒng)的毒性作用[7]。BPs作為典型環(huán)境激素，對動物及人體健康存在潛在風險，已成為內分泌干擾領域研究熱點之一。本文主要介紹了BPs種類、來源和污染現(xiàn)狀，并闡述其多種內分泌干擾效應及相關作用機制，為進一步開展BPs風險評估和毒理學研究提供理論基礎。

1 BPs的種類和應用(Types and applications of BPs)

BPs是一類分子中含有2～4個酚基的化合物(表1)，主要包括BPA及其類似物。BPA是最典型的一種BPs，又稱為2-(4,4’-二羥聯(lián)苯)丙烷、2,2-二(4-羥基苯)丙烷、2,2-二(羥基苯)丙烷，分子式為C15H16O2，分子質量為228.28。BPA難溶于水，易溶于醇、醚、丙酮及堿性溶液，解離常數(shù)(pKa)為9.6～10.2，在堿性溶液中溶解度更高[8]。BPA廣泛作為生產(chǎn)碳酸聚酯、環(huán)氧樹脂以及阻燃劑和其他特殊產(chǎn)品的中間物使用，多種生活用品如粘合劑、罐頭內壁、地板、指甲油、人造牙齒和食品包裝材料等都含有BPA，因而，普通人群幾乎無時無刻都在接觸BPA[9]。隨著BPA的逐步禁用，BPS、BPF、BPAF和BPB等多種BPs逐漸替代BPA用于工業(yè)制造[10]。

BPB是BPA中心碳原子上的一個甲基被乙烷基替代所形成的類似物，可替代BPA用于環(huán)氧樹脂等聚合物的制造[11]。由于BPA的禁用，BPB的產(chǎn)量逐年增加，在工業(yè)和生活用品中的應用也越來越廣泛，已經(jīng)在罐頭食品、飲料、海鮮和去皮西紅柿，嬰兒食品和商業(yè)牛奶等食品中檢出，成為環(huán)境和食品中新的污染物[12-15]。BPS是2個苯環(huán)被一個磺基連接所形成的有機化合物，其酸性高于其他雙酚類化合物，正辛醇-水分配系數(shù)低于其他BPs，親水性更高，生物富集性較低，且具有耐高溫和耐光照的特性[16]。BPS于1869年首次合成，主要用于生產(chǎn)染料，2 000年左右作為BPA的替代品用于合成環(huán)氧樹脂等高分子聚合物。目前，BPS作為BPA的替代物主要用于生產(chǎn)熱敏紙顯影劑或嬰兒奶瓶[17]。歐洲每年生產(chǎn)或進口的BPS達到1 000～10 000 t[18]。BPF是2個苯環(huán)經(jīng)亞甲基連接形成的化合物，其結構與BPA相似。由于BPF具有比BPA環(huán)氧樹脂更低的黏性和更強的耐受性[19-20]，適用性更廣泛。其產(chǎn)量在各國均持續(xù)增長，成為BPA主要的替代品之一[21]。BPAF是BPA的氟化衍生物，主要用作氟橡膠工業(yè)中的交聯(lián)劑。此外，BPAF也是環(huán)氧樹脂、碳酸聚酯和聚酰胺等聚合物的重要合成單體，廣泛應用于特殊高分子聚合物、高溫復合材料、電子材料和可透氣性薄膜等的制造[22]。此外，雙酚C(bisphenol C, BPC)、雙酚E(bisphenol E, BPE)、雙酚G(bisphenol G, BPG)、雙酚P(bisphenol P, BPP)、雙酚AP(bisphenol AP, BPAP)、雙酚Z(bisphenol Z, BPZ)、雙酚M(bisphenol M, BPM)、雙酚芴(fluorene-9-bisphenol, BHPF)、雙酚BP(bisphenol BP, BPBP)、雙酚TMC(bisphenol TMC, BPTMC)和雙酚PH(bisphenol PH, BPPH)等BPs也在工業(yè)生產(chǎn)中具有一定的應用，用量相對較少，但此類物質具有較高的正辛醇-水分配系數(shù)和生物富集因子，水溶性降低，脂溶性增加，更易在生物體內蓄積，可能會產(chǎn)生更強的毒性效應。

名稱Name分子式Molecular formula分子量/(g·mol-1)Molecular mass/(g·mol-1)正辛醇-水分配系數(shù)n-octanol-water partition coefficient生物富集因子Bioconcentration factor分子結構Molecular structure雙酚AP(BPAP)Bisphenol AP(BPAP)C20H18O2290.3564.861 101雙酚M(BPM)Bisphenol M(BPM)C24H26O2346.4626.251.304e+004雙酚Z(BPZ)Bisphenol Z(BPZ)C18H20O2268.3505.001 422雙酚TMC(BPTMC)Bisphenol TMC(BPTMC)C21H26O2310.4306.291.397e+004雙酚芴(BHPF)Fluorene-9-bisphenol(BHPF)C25H18O2350.4096.089 524雙酚BP(BPBP)Bisphenol BP(BPBP)C25H20O2352.4256.089 524雙酚PH(BPPH)Bisphenol PH(BPPH)C27H24O2380.4787.173.765e+004

2 BPs污染現(xiàn)狀(Pollution status of BPs)

BPs經(jīng)多種途徑污染環(huán)境介質，并通過食物鏈在動物或人體內富集，威脅人體健康。盡管BPA已經(jīng)在全球范圍內禁止用于嬰幼兒食品容器，但其還未在其他食品包裝等生活用品或工業(yè)用品中禁用，仍有大量企業(yè)在使用BPA生產(chǎn)高分子聚合物。據(jù)統(tǒng)計，全球每年大約有500萬t的BPA用于工業(yè)生產(chǎn)[23]，并且從2013年至2019年期間，BPA需求量的年增長率達到4.6%[24]。此外，BPA替代品如BPS、BPF和BPAF的需求量也逐年增加。目前，已經(jīng)在水體、底泥和室內灰塵等環(huán)境介質，罐頭食品、罐裝水、水果、蔬菜和畜禽肉等食品，人類尿液、母乳和血液中檢出多種BPs[3]。BPs已經(jīng)成為威脅人體健康和生命安全的重要風險因子。

2.1 環(huán)境介質暴露情況

BPs主要是在生產(chǎn)過程中經(jīng)排放污染環(huán)境介質，包括水、沉積物、底泥、土壤和大氣等(表2)。Jin和Zhu[25]在我國遼河流域的表層水中檢出多種BPs，其中以BPA和BPS為主；Wan等[26]取我國長江流域中120份水樣，均檢測出BPS；Si等[27]在我國無錫太湖和滆湖中取水樣，檢測出BPA、BPF、BPS、BPAF和四溴雙酚A(tetrabromobisphenol A,TBBPA)等5種BPs，其中，BPA、BPS、BPAF和BPF的檢出率均較高；Zhang等[28]調查分析中國境內20處自來水處理廠源頭水和飲用水中BPs的分布和含量，共檢出6種BPs，分別是BPA、BPAF、BPB、BPE、BPF和BPS，檢出率最高的是BPA、BPS和BPAF；Liu等[29]通過比較發(fā)現(xiàn)，2016年(200～950 ng·L-1)中國太湖流域表層水中BPs的暴露水平顯著高于2013年(5.4～87 ng·L-1)，但均以BPA、BPAF和BPF為主要暴露化合物。由此可見，BPA、BPS、BPAF和BPF等成為環(huán)境介質中最主要的BPs暴露物質，在環(huán)境介質中的暴露水平逐漸升高。自然條件下，天然膠體和懸浮顆粒物(suspended particulate matter, SPM)在水環(huán)境中無處不在，有超過50%的BPs在表層水中的分布與天然膠體有關[30]。BPs在水中的分布不再局限于溶解相中，膠體相和SPM表面也會有此類物質的殘留。Zheng等[31]收集我國南京地區(qū)長江流域中的水樣，并處理分成可溶解相、膠體相和懸浮顆粒相，在這3種介質中均檢測出BPA、BPS、BPF、BPAF和BPE等5種BPs，但不同相中BPs的賦存水平不同，BPA和BPS傾向賦存于溶解相中，而BPAF更傾向持留于SPM上；Si等[27]也發(fā)現(xiàn)，BPAF主要存在于水樣的膠體相中，其他BPs物質主要存在于溶解相中。由此可見，膠體相和SPM會進一步影響B(tài)Ps在環(huán)境中的分布和遷移轉化。

BPs污染呈全球性分布。Yu等[23]收集了美國35個州74個污水處理廠的76份廢水污泥樣品，檢測出BPA、BPS、BPF、BPAF、BPP、BPB和BPZ等BPs，BPA、BPS、BPF和BPAF的檢出率較高；Yamazaki等[32]分別從日本、韓國、中國和印度采集了不同河流中的表層水樣，檢測發(fā)現(xiàn)日本、韓國和中國的河流表層水樣中BPF的暴露含量最大，甚至高于BPA的暴露量1倍～2倍，而印度河流的表層水樣中BPA和BPS的暴露水平更高。Schmidt等[33]也在法國羅納河表層水中檢出了BPS。Liao等[34]分析美國、韓國和日本等國家河流底泥中BPs的暴露情況，結果顯示，韓國底泥樣品中BPs的暴露水平和檢出率均顯著高于從美國和日本收集的底泥樣品，并檢出多種BPA替代品尤其是BPF和BPS。而在我國浙江省采集的沉積物中，BPAF的暴露量顯著高于BPA和其他BPs[35]。不同國家生產(chǎn)和使用BPs的情況不一致，可能是導致BPs在環(huán)境介質中的暴露特征出現(xiàn)差異的原因之一。一些BPA替代品如BPF、BPS和BPAF等已經(jīng)成為許多國家環(huán)境介質中主要的雙酚類污染物，暴露量呈上升趨勢。此外，BPs還能附著在灰塵顆粒表面從而污染大氣。目前，已經(jīng)在室內灰塵中檢出多種BPs。Wang等[36]采集12個國家的室內灰塵樣品，均檢測出BPA、BPS、BPF、BPAF、BPP、BPB、BPZ和BPAP等BPs，BPA、BPF、BPS和BPAF是最主要的貢獻單體。希臘、美國和日本等國家室內灰塵樣品中BPs總暴露量居于前列，不同國家室內灰塵樣品中BPS總暴露量如表2所示。

2.2 人體暴露情況

含有BPs的日常消費品或工業(yè)用品廣泛存在，人類接觸和使用此類商品的頻率很高，增加了人類暴露風險。BPA及其多種替代品可在人體體液(如尿液、血液和母乳)中檢出。表3匯總了主要BPs在人體體液中的暴露水平。Ye等[38]對收集的2000—2014年間美國成年人尿液樣品進行BPs暴露分析發(fā)現(xiàn)，BPA的暴露水平呈現(xiàn)下降趨勢，而BPS和BPF則呈上升趨勢。針對美國和7個亞洲國家人群尿液中BPS暴露情況的調查顯示，日本和美國等國家人群尿液中BPS的暴露量較其他國家更高[39]。Liu等[40]調查中國南京高淳區(qū)學齡前兒童尿液中雙酚類物質的含量，檢測到BPA、BPF、BPS和BPAF這4種雙酚類物質，以BPA和BPS的檢出率和檢測濃度居高。Xue等[41]也在印度兒童尿液中檢出了BPA和BPS，暴露濃度均高于中國兒童尿液中BPA和BPS暴露量。此外，還能在尿液中檢出BPB、BPP、BPZ、BPAF和BPAP等BPs[42]。Deceuninck等[43]也在母乳中檢出BPA和BPS這2種BPs。還有研究發(fā)現(xiàn)BPA的代謝物和BPS能透過胎盤屏障從母體進入到胎兒的臍帶血中，說明BPs可能會通過母嬰傳遞進而威脅胎兒健康[44]。

表2 BPs在環(huán)境介質中的污染情況Table 2 The contamination of BPs in environmental compartments

樣品(數(shù)量)Samples (number)年份Year地區(qū)RegionBPs種類Types of BPs檢測濃度Concentration單位Unit檢出率/%Detection frequency/%參考文獻References廢水污泥Wastewater sludge(n=74)2006—2007美國United StatesBPABPSBPFBPAFBPPBPBBPZ6.5～4 7001.79～1 4801.79～2421.79～72.21.79～6.421.79～5.601.79～66.7ng·g-1100846846<5<5<5[23]表層水Surface water(n=18)表層水Surface water(n=18)表層水Surface water(n=18)表層水Surface water(n=18)2013—2014日本Japan韓國South Korea中國China印度IndiaBPABPSBPFND～431ND～15ND～2 8501～272ND～42ND～1 300ND～98ND～135ND～1 110ND～1 950ND～7 200ND～289ng·L-15667941002040501783797129[32]表層水Surface water (n=22)2017—2018法國FranceBPS10(4～21)ng·L-1[33]沉積物Sediment(n=82)1998—2012美國United States沉積物Sediment(n=34)2008韓國South Korea沉積物Sediment(n=56)2012日本JapanBPABPAFBPAPBPBBPFBPPBPSBPZ5.14(ND～106)0.000.000.003.24(ND～27.5)0.000.21(ND～4.65)0.00567(ND～13 370)0.23(ND～4.23)8.63(ND～252)0.31(ND～10.6)338(ND～9 650)0.0061.4(ND～1 970)1.86(ND～63.3)8.17(1.88～23.0)0.000.000.003.94(ND～9.11)0.000.42(ND～4.46)0.00ng·g-1 dw74.400058.5015.9085.320.638.22.926.5029.42.910000089.3046.40[34]

樣品(數(shù)量)Samples (number)年份Year地區(qū)RegionBPs種類Types of BPs檢測濃度Concentration單位Unit檢出率/%Detection frequency/%參考文獻References沉積物Sediment(n=5)2012中國浙江Zhejiang, ChinaBPABPAFBPFBPSBPBTCBPATBBPA1.37～42.760.18～2 009.8ND～30.160.07～0.22NDND～0.58ND～5.08ng·g-1 dw100100606002040[35]土壤 Soil (n=68)沉積物Sediment(n=12)室內灰塵Indoor dust (n=17)中國浙江Zhejiang, ChinaBPAF

表3 BPs化合物在人體體液中的含量Table 3 The concentration of BPs in human body fluid

人群/樣品(數(shù)量)Population/Samples (number)地區(qū)Region年份Year檢出BPs種類Types of detected BPs檢測濃度/(ng·mL-1)Concentration/(ng·mL-1)檢出率/%Detection frequency/%參考文獻References在電子垃圾站附近居住的老年人/血清Elder population living near e-waste dismantling area/Serum(n=119)中國云南Yunnan, China2015BPABPAFBPFBPSBPAPBPP0.56～32ND～0.043ND～0.35ND～0.1ND～0.12ND～0.11100766620113[57]焚化爐工人/血清Incinerator worker/Serum (n=29)焚化爐工人/尿液Incinerator worker/Urine (n=29)西班牙加泰羅尼亞Catalonia, SpainBPABPB

飲食是人類暴露BPs的最主要途徑。一方面，塑料容器和罐頭容器內壁涂層中的雙酚類物質能夠遷移到食品或其周圍環(huán)境中。主要原因可能包括：(1)聚合物單體的不完全反應；(2)日常使用中接觸酸性物質或者經(jīng)過清洗和加熱等操作；(3)高溫滅菌、紫外線輻射、劇烈震動或使用不當引起的聚合材料的降解；(4)包裝材料的自然老化[45-46]。BPs的遷移發(fā)生在其生產(chǎn)和應用的全過程，尤其是在食品再加工或儲存的過程中，Zhou等[47]研究發(fā)現(xiàn)，一次性塑料飯盒中的BPs能夠遷移至與其接觸的水中，水浴加熱或者微波加熱均能夠在較短時間內促進BPs的遷移。食品包裝材料中的BPs遷移至食品中，經(jīng)長時間的累積進而威脅食品安全和人體健康。已經(jīng)有研究表明，美國和歐洲一些國家人體尿液中BPA的暴露與罐頭食品的消費有顯著的正向相關性[48-49]；在加拿大的一項飲食研究中顯示，罐頭食品中BPA的暴露含量顯著高于非罐頭包裝的食品[50]，而孕婦的罐頭食品消費活動與其BPA的暴露有關聯(lián)性[51]；Hartle等[49]在美國健康和營養(yǎng)檢查調查項目中評估了罐頭食品消費與消費者尿液中BPA濃度的相關性，發(fā)現(xiàn)食用罐頭蔬菜、罐頭意大利面和罐頭湯與未食用相比，尿液中BPA濃度分別升高41%、70%和229%，罐頭食品與尿液中BPA濃度有顯著相關性。由此可見，罐頭包裝是BPs遷移至食品中的重要途徑，也是人類暴露于BPs的途徑之一。另一方面，BPs對水、土壤和大氣環(huán)境的污染進一步使得農(nóng)產(chǎn)品(如蔬菜、水果和畜禽產(chǎn)品等)受到BPs污染，已經(jīng)成為威脅農(nóng)產(chǎn)品質量安全的新風險因子。Zhou等[46]在中國浙江省2017—2018年度農(nóng)產(chǎn)品風險監(jiān)測項目中，檢測了來自12大類農(nóng)產(chǎn)品的379份實際樣品，發(fā)現(xiàn)BPA是暴露水平最高的雙酚類物質，其次是BPS、BPF和BPB。Xiong等[52]在中國蘭州市采集的牛奶樣品內檢出了9種BPs。Cunha等[53]在海魚、海藻和雙殼類海鮮產(chǎn)品中檢出BPA及其衍生物TBBPA。

吸入室內灰塵和長期接觸含BPs的消費品也是人類BPs暴露的重要途徑。Zhang等[54]調查中國大學生尿液樣品及其所處室內灰塵中BPs的含量，結果顯示BPA和BPS是最主要的BPs暴露物質，并且尿液中BPs的暴露總量與室內灰塵中BPs的暴露量呈現(xiàn)正相關性，表明非飲食暴露也是導致人體暴露BPs的途徑之一，吸入含有BPs的室內灰塵也能導致BPs在人體內蓄積。Thayer等[55]研究發(fā)現(xiàn)，收銀員使用熱敏紙也是導致人體暴露于BPs(如BPA和BPS)的來源之一，所有在日常工作中接觸熱敏紙的工作人員都有暴露于雙酚類化合物的風險。此外，González等[56]在從事危險廢物焚化爐工作的工人血清中檢出了BPA和BPB，BPA的暴露量和檢出率均較高。Song等[57]檢測居住于電子垃圾回收設施附近的老年人血清樣品中BPs暴露含量，與參考地點人群血清中BPA相比較，居住于電子垃圾回收站附近的老人體內BPA的含量要明顯高出參考地點，說明人體中BPA的暴露也與電子垃圾拆卸活動有一定的關聯(lián)性，但BPAF和BPF等其他檢出率較高的替代品未顯示出相關性。BPS、BPF和BPAF是目前檢出率僅次于BPA的BPs，雖然暴露水平還遠低于BPA，但隨著生產(chǎn)和使用量的不斷增加，暴露水平逐漸上升。

3 BPs的內分泌干擾效應(Endocrine-disrupting effects of BPs)

BPA是一種典型的環(huán)境雌激素物質，在體內外對多種生物機體包括水生動物、嚙齒類動物和哺乳動物均具有突出的內分泌干擾效應[58-60]，因此，BPA逐漸被其他具有相似理化特性和商業(yè)價值的BPs替代。然而，越來越多的研究表明，BPA替代品同樣具有突出的內分泌干擾效應，甚至比BPA更強，不僅干擾激素的合成和分泌，也能直接作用于激素受體而發(fā)揮毒性效應，導致生物體多種內分泌系統(tǒng)紊亂并進一步影響機體生殖功能、神經(jīng)發(fā)育、新陳代謝以及激素依賴性疾病如乳腺癌的發(fā)生。

3.1 BPs的雌激素內分泌干擾效應

雌激素作為具有廣泛生物活性的類固醇激素，主要以17β-雌二醇(E2)、雌素酮(E1)和雌酚等形成存在。E2是生物體內最為重要、活性最高的雌激素，其水平紊亂將干擾新陳代謝、影響性腺發(fā)育并與激素依賴性疾病密切相關。越來越多的研究發(fā)現(xiàn)，作為BPA替代品的多種BPs，如BPS、BPAF、BPB、BPF和BHPF等，對動物機體的內分泌干擾效應比BPA更強。能夠干擾多種模式動物如斑馬魚、大鼠或小鼠體內類固醇激素合成信號通路上關鍵基因的表達，從而影響E2的分泌水平。此外，還能直接影響家畜動物包括豬、牛和羊等的生殖內分泌系統(tǒng)，影響卵巢的生長發(fā)育和生殖功能的發(fā)揮。表4總結了不同BPs在體內外實驗中對不同種屬動物雌激素內分泌系統(tǒng)的影響。

多種BPs能夠影響雌激素受體(estrogen receptor,ER)活性，發(fā)揮雌激素干擾效應。ER屬于核激素受體家族，包括ERα和ERβ這2種亞型。ER介導多種信號通路，調控很多生理活動如生殖發(fā)育、神經(jīng)行為和脂肪代謝等，甚至參與外源性化合物對其他核激素受體的影響。已經(jīng)有體內外試驗證明BPs具有競爭和/或拮抗ERα和/或ERβ的效應，甚至介導ERα干擾其靶標基因如孕激素受體(progesteronereceptor, PR)、pS2、GREB1、SPUVE、WISP2和SDF-1的表達[71]，這些基因與激素依賴性疾病如乳腺癌等密切相關。BPs與激素受體結合的特性是此類化合物發(fā)揮內分泌干擾效應并影響生物機體其他生理功能的直接作用機制。因此，廣泛分析和評價BPs的激素受體活性是探究其內分泌干擾效應的重要環(huán)節(jié)。目前，基于內源性表達或重組ER以及熒光素酶報告基因的細胞模型構建了多種外源化合物的ER活性篩查方法。研究表明，BPs與ERα和ERβ的結合效力存在差異，并具有濃度依賴性。Li等[72]利用人宮頸癌細胞(HeLa)、人肝癌細胞(HepG2)和人子宮內膜癌細胞(Ishikawa)分析了BPA和BPAF的雌激素效應，研究發(fā)現(xiàn)較低濃度(≤10 nmol·L-1)BPA和BPAF對ERα和ERβ具有拮抗作用，而較高濃度(≥10 nmol·L-1)BPA和BPAF均對ERα和ERβ具有競爭結合的效應。值得關注的是，多種體外重組細胞模型檢測發(fā)現(xiàn)BPAF、BPC、BPB和BPZ的ER競爭結合強度比BPA更強[73-78]，顯示出更強的內分泌干擾效應。表5列舉了多種體外評估BPs雌激素干擾效應的動物細胞模型。雖然體外分析化合物激素受體活性的方法具有一定的優(yōu)勢，包括高通量檢測、快速和可控等，但體外檢測結果仍然與體內作用模式下的影響存在差異。因此，基于芳香化酶B和模式動物活體斑馬魚而開發(fā)的檢測外源化合物激素受體活性的方法得到廣泛應用。芳香化酶B是魚類等水生動物腦組織中雌激素敏感分子，其編碼基因cyp19a1b已經(jīng)成為指示外源性化合物雌激素樣活性的標志分子[79]。Moreman等[80]利用攜帶cyp19a1b基因和雌激素反應元件(estrogen response element, ERE)調控綠色熒光蛋白的轉基因斑馬魚胚胎分析了BPA、BPAF、BPF和BPS的雌激素活性，結果顯示4種BPs均能促進cyp19a1b基因的表達，雌激素效應大小是BPAF>BPA=BPF>BPS。體內實驗進一步表明以BPAF為代表的BPA替代品同樣具有雌激素干擾效應，甚至比BPA的雌激素受體干擾活性更強。

表4 BPs對雌激素內分泌系統(tǒng)的影響(體內外實驗)Table 4 Effects and outcomes of BPs on estrogen endocrine system in vivo and in vitro

BPs暴露動物/細胞Exposed animals/cells暴露周期Exposure times暴露濃度Exposure concentrations雌激素干擾效應Endocrine disrupting effects參考文獻ReferencesBHPF小鼠Mice豬卵母細胞Porcine oocyte10 d含BHPF的瓶裝水Plastic bottled water containing BHPF子宮質量降低;雌激素應答相關基因sprr2a和sprr2b表達顯著下降Decreased uterine weight; the down-regulation in the expression of estrogen response-related genes sprr2a and sprr2bPND24～PND600.4, 2, 10, 50 mg·kg-1子宮質量降低;子宮內膜萎縮;抗雌激素效應Reduced uterine weight; endometrial atrophy; an-tiestrogenic effects42～44 h25, 50, 75 μmol·L-1卵母細胞第1機體釋放減少;紡錘體組裝異常,三磷酸腺苷(ATP)水平降低,活性氧(ROS)積聚,誘導卵母細胞的早期凋亡;卵母細胞成熟紊亂Decreased oocyte first body release; abnormal spindle assembly, reduced adenosine triphosphate (ATP) levels, accumulation of reactive oxygen species (ROS), induction of early oocyte apopto-sis; disordered oocyte maturation[69][70]

表5 體外評估BPs雌激素受體活性的動物細胞模型Table 5 Animal cell models for in vitro evaluating estrogen receptor activities of BPs

3.2 BPs的雄激素干擾效應

雄激素是主要由睪丸合成和分泌的一種類固醇激素，與雄激素受體(androgen receptor, AR)結合，在維持雄性性腺發(fā)育和生殖功能的生理過程中發(fā)揮重要作用。研究表明，BPs能直接影響睪酮的生物合成和分泌，擾亂機體內雄激素水平。Feng等[81]發(fā)現(xiàn)高濃度BPAF短期暴露大鼠后，通過干擾睪酮生物合成途徑中的基因和蛋白的表達而抑制睪酮的合成和分泌，顯著降低血清中睪酮含量；小鼠在妊娠期和哺乳期暴露BPAF后，BPAF能夠通過臍帶血和乳汁從母體轉移至子代的睪丸組織中，子代睪丸中睪酮的分泌量顯著增加，但睪丸抑制素B的水平顯著下降，睪丸抑制素B是評價雄性生精能力的重要分子指標，提示BPAF暴露能損傷雄性子代的生殖功能[82]。Ullah等[60]研究發(fā)現(xiàn)BPA及其替代品BPF、BPS和BPB暴露小鼠28 d后顯著降低睪丸組織和血漿中的睪酮含量，并損傷了輸精管及其間質、輸精管直徑和輸精管上皮高度等睪丸和附睪的組織形態(tài)結構。此外，Ullah等[83]還開展了大鼠低劑量長期暴露BPF、BPS、BPB和BPA的試驗，經(jīng)48周飲水暴露后，改變了大鼠睪丸組織結構，干擾睪酮的生成和分泌，影響精子數(shù)量和質量，損傷雄性大鼠的生殖系統(tǒng)。

體外篩查分析表明，BPA及其替代品主要通過拮抗AR發(fā)揮雄激素干擾效應。不同BPs對AR的拮抗活性具有顯著差異。其中，BPAF和BPA可以完全拮抗雄激素與AR的結合，而BPS僅具有微弱的拮抗活性。BPE、BPAF和BPB對AR的拮抗性比BPA更強，可能會進一步干擾AR介導的信號通路。表6列出了體外評估BPs的AR活性的動物細胞模型。

3.3 BPs的甲狀腺素干擾效應

甲狀腺激素是由甲狀腺分泌的一種氨基酸衍生物，與甲狀腺激素受體α(thyroid hormone receptorα, THRα)或β(thyroid hormonereceptorβ,THRβ)結合發(fā)揮調控骨骼、大腦和生殖器官發(fā)育等重要生理功能。BPs能影響動物機體中甲狀腺激素水平而發(fā)揮內分泌干擾效應。BPAF(50 μg·L-1)短期暴露(168 h)斑馬魚能顯著降低甲狀腺素的水平，同時影響了參與調控下丘腦-垂體-甲狀腺(hypothalamic-pituitary-thyroid,HPT)軸中相關基因如促甲狀腺激素β、甲狀腺球蛋白、甲狀腺素轉運蛋白、thrα和thrβ等基因的轉錄活動，表現(xiàn)出顯著的甲狀腺內分泌干擾毒性[86]；Kwon等[87]也發(fā)現(xiàn)BPAF(24.5 μg·L-1)低劑量長期暴露(21 d)斑馬魚，通過顯著下調HPT軸中基因trh和tshβ的表達而促進體內甲狀腺素分泌，提示BPAF通過干擾HPT軸的負反饋調控機制而影響甲狀腺素的分泌，擾亂機體甲狀腺激素穩(wěn)態(tài)。此外，BPF(200 μg·L-1)短期暴露也能干擾斑馬魚體內三碘甲狀腺原氨酸、甲狀腺素和促甲狀腺激素(thyroid-stimulating hormone,TSH)的生成和分泌，主要通過影響基因crh、nis、tg、ttr、dio2和ugt1ab的表達而實現(xiàn)，這些基因是參與調控甲狀腺激素合成、分泌和代謝的關鍵信號分子[88]。值得注意的是，不同劑量和暴露時間會改變BPs對動物機體內分泌系統(tǒng)的終點效應，低劑量長期暴露仍然是需要重點關注的毒性效應評價模式。

研究發(fā)現(xiàn)，BPA及其替代品對甲狀腺激素受體(thyroid hormonereceptor, THR)具有競爭結合和/或拮抗的活性，不同化合物在不同的暴露濃度下具有不同的THR活性。在熒光信號競爭結合試驗中，BPA、BPS和BPF均可以競爭激活甲狀腺素受體THRα和THRβ，結合能力大小是BPA>BPF>BPS，并且計算機分子對接模擬試驗也證明這些BPs能與THR結合。但是，利用重組的GH3細胞模型檢測發(fā)現(xiàn)，BPA和BPF在5～50 μmol·L-1濃度范圍內以劑量-時間依賴性方式激活THR，但BPS暴露呈現(xiàn)倒“U”型效應關系，激活THR的效應較弱，且在50 μmol·L-1濃度下具有拮抗THR的作用[89]。Lu等[90]經(jīng)酵母雙雜交試驗同樣發(fā)現(xiàn)BPS及溴化衍生物四溴雙酚S(tetrabromobisphenol S, TBBPS)在環(huán)境暴露相關濃度下均能夠拮抗斑馬魚THRβ，并且能影響斑馬魚胚胎中THRβmRNA的表達，具有一定的抗甲狀腺激素效應。此外，GH3細胞也是評價污染物或化學品甲狀腺內分泌活性的良好模型，主要通過目標化合物對細胞增殖的影響來衡量。Lee等[59]利用該細胞模型研究發(fā)現(xiàn)，單獨暴露不同BPs均能以劑量-時間依賴性方式促進GH3細胞增殖，但分別與三碘甲狀腺原氨酸(T3)共同暴露時，所有BPs均未加強T3誘導的細胞增殖效應，高濃度(10-6mol·L-1)的BPAF、BPA、BPB、BPF、BPS和BPZ反而拮抗T3誘導的細胞增殖效應?？傮w而言，BPAF、BPF、BPC和BPS的THR活性均比BPA強。表7列舉了體外評估BPs甲狀腺激素受體活性的方法。

3.4 BPs的神經(jīng)內分泌干擾效應

研究表明，多種BPs暴露能影響神經(jīng)內分泌系統(tǒng)并導致人或其他動物神經(jīng)行為紊亂，包括認知缺陷、焦慮、抑郁和社交缺陷等，甚至與自閉癥和多動癥有一定相關性[92]。BPs對神經(jīng)行為的影響，可能與擾亂神經(jīng)分泌系統(tǒng)有關。此外，神經(jīng)內分泌系統(tǒng)與性激素和甲狀腺激素通過下丘腦-垂體-性腺(hypothalamic-pituitary-gonad, HPG)軸和HPT軸密切聯(lián)系，下丘腦釋放的促性腺激素釋放激素(gonadotropin-releasing hormone,GnRHs)和促甲狀腺激素釋放激素(thyrotropin releasing hormone,TRH)能進一步刺激腦垂體分泌促性腺激素(gonadotropins,GtHs)和TSH，GtHs和TSH調控性腺中性激素以及甲狀腺中甲狀腺激素的合成和分泌，而性激素和甲狀腺激素又可以通過負反饋機制調控GnRHs、GtHs、TRH和TSH的分泌。因此，BPs可能通過干擾性激素和甲狀腺激素及其受體信號通路而影響神經(jīng)內分泌系統(tǒng)，導致神經(jīng)行為紊亂。Kinch等[92]研究發(fā)現(xiàn)低于人體暴露水平的BPA和BPS暴露斑馬魚胚胎后導致了下丘腦神經(jīng)元的過早發(fā)育，AR信號通路參與了BPA和BPS影響神經(jīng)發(fā)育的過程；Qiu等[93]還發(fā)現(xiàn)低濃度BPA和BPS暴露斑馬魚胚胎后增加了中樞和外周神經(jīng)中樞GnRH3神經(jīng)元的數(shù)量，同時延長了斑馬魚胚胎的孵育時間，kiss1/kiss1受體信號以及ER、THR和芳香化酶等信號分子也參與其中。也有研究報道，BHPF暴露干擾了雌雄斑馬魚在求愛行為上的偏好，誘發(fā)了焦慮和抑郁樣癥狀，下調了雌激素受體、類固醇激素合成相關基因的表達[94]，提示BHPF能同時對生殖和潛在行為產(chǎn)生不良效應。由此可見，BPs對內分泌系統(tǒng)的干擾效應不是單一存在的，神經(jīng)內分泌、性激素內分泌和甲狀腺素內分泌系統(tǒng)能同時受到BPs的影響。

表6 體外評估BPs雄激素受體活性的動物細胞模型Table 6 Animal cell models for in vitro evaluating androgen receptor activities of BPs

由于各內分泌系統(tǒng)之間存在相互作用，BPs對各內分泌系統(tǒng)的干擾效應強弱可能與生物機體的發(fā)育時期密切相關，在胚胎發(fā)育早期較為敏感。研究發(fā)現(xiàn)，孕期暴露BPAF后顯著影響后代小鼠青春期時的情緒相關行為，并且雄性后代更易形成焦慮和抑郁樣行為特征，長期記憶能力受到損傷[95]；Ji等[96]也發(fā)現(xiàn)孕期和哺乳期暴露BHPF能誘導雄性后代而降低雌性后代焦慮或抑郁樣的行為特征。因此，BPs孕期暴露不僅能影響親代的神經(jīng)行為特征，還能損傷子代的神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)育并導致神經(jīng)行為紊亂。BPA能通過臍帶血穿過胎盤屏障而在子代體內積聚[97]，推測BPs可能直接在胚胎發(fā)育早期影響神經(jīng)內分泌系統(tǒng)的發(fā)育，但其作用機制仍有待研究。BPA、BPF和BPS等雙酚類化合物能干擾雌性大鼠腦組織中與多巴胺和5-羥色胺合成分泌相關基因的表達[98]，多巴胺和5-羥色胺是調控大腦行為的重要神經(jīng)遞質分子，BPs對神經(jīng)遞質的影響是否與擾亂神經(jīng)內分泌系統(tǒng)相關，兩者在BPs導致神經(jīng)行為紊亂過程中是否發(fā)揮協(xié)同作用也需要深入研究。

表7 體外評估BPs甲狀腺激素受體活性的方法Table 7 Methods for in vitro evaluating thyroid receptor activities of BPs

4 研究展望(Research prospect)

BPs是一類典型的環(huán)境內分泌干擾物，普遍存在于生態(tài)環(huán)境和日常消費品中，人類BPs暴露風險尤為突出，已經(jīng)成為威脅人體健康的重要風險因子。針對BPA已經(jīng)開展了較為全面的毒性研究和風險評估，但針對BPA替代品的毒性效應研究相對較少，尤其對內分泌干擾效應的研究仍然缺乏系統(tǒng)且全面的風險評估數(shù)據(jù)，存在大量值得探究的科學問題。未來研究需要關注以下幾個方面。

(1)針對不斷涌現(xiàn)的BPA替代品和相關衍生物的內分泌干擾效應進行評估。許多新型的BPA替代品或其衍生物常作為合成有機物的中間體而廣泛應用，但仍然缺乏相應的毒性研究包括內分泌干擾效應的評價數(shù)據(jù)，需要針對此類BPs開展全面的內分泌干擾效應評估。

(2)建立易操作、高通量和高靈敏的外源性化合物內分泌干擾效應篩查技術。體外生物學分析方法是評估外源化合物內分泌干擾效應的理想模式，然而目前基于哺乳動物細胞或酵母構建的評價方法均存在一定的局限性，無法同時兼具高靈敏度、高穩(wěn)定性和操作簡便等需求。開發(fā)高通量、高靈敏和有效穩(wěn)定的篩查BPs或其他化學物質內分泌干擾效應的生物分析方法，建立基于此的方法標準，將為EDCs內分泌干擾效應評估工作提供技術支撐。

(3)深入研究BPs內分泌干擾效應機制。首先，在目前對BPs內分泌干擾效應研究主要針對性激素和甲狀腺素等內分泌系統(tǒng)基礎上，加大對神經(jīng)、腎上腺和胰腺等內分泌系統(tǒng)毒性效應與機制的研究，進一步明確BPs對這些內分泌系統(tǒng)的信號識別、傳遞和響應的調控機制，挖掘潛在生物標志物；其次，圍繞“神經(jīng)-內分泌”等調控網(wǎng)絡，從整體角度理解BPs對機體內分泌的干擾效應與分子機制，分析BPs的內分泌干擾效應對機體其他功能的影響或對其他毒性機制的作用。

(4)BPs表觀遺傳效應及遺傳毒性研究。已經(jīng)有少量研究表明BPs能夠通過表觀遺傳機制發(fā)揮內分泌干擾效應，表觀遺傳的改變可能產(chǎn)生跨代表型效應，是長遠危害子代健康的潛在分子機制之一。但目前針對BPs表觀遺傳效應和相關機制的研究較少，BPs對表觀遺傳的影響與其發(fā)揮內分泌干擾效應有何內在聯(lián)系，是否會遺傳至子代并潛在影響子代的內分泌、神經(jīng)和生殖發(fā)育等值得深入研究，將從新的角度和層次闡釋BPs內分泌干擾效應的長期影響和機制。

(5)加大對多種BPs復合暴露的內分泌干擾效應和毒性機制研究。環(huán)境和人體中BPs污染和暴露數(shù)據(jù)顯示，BPs的暴露呈現(xiàn)多種化合物共同存在的模式，其污染多為復合暴露，因而加強對BPs聯(lián)合暴露效應與機制的研究，將有助于更真實地反映BPs的內分泌干擾效應及相關毒性反應終點，評估BPs暴露風險。

通訊作者簡介：蘇曉鷗(1963—)，男，博士，研究員，主要研究方向為飼料質量安全和風險評估。