论文导读:：采用高效色谱-串联质谱定量分析了嘉陵江磁器口江段4个断面10个特征取样点在枯水、平水和丰水三个水期的水样。雌酮、雌二醇和炔雌醇检出的最高浓度分别为32.3 ng/L、2.6 ng/L和1.4 ng/L，最低浓度均为低于检测限。枯水期雌激素浓度最高，而丰水期均未检出。于磁器口汇入嘉陵江的次级河流在枯水和平水期雌激素均浓度高于嘉陵江。流动人口较多的嘉陵江右岸检测出的雌激素浓度高于左岸，且均高于中泓线。结果表明人类活动影响较大的近岸水体和城市次级河流在枯水和平水期存在雌激素污染风险，但河流的稀释作用可以缓解风险。首次系统地研究了类固醇雌激素在我国城市特征江段的时空分布特性。
论文关键词：水质分析，地表水，类固醇雌激素，嘉陵江，高效液相色谱-串联质谱

　　人体分泌物中含类固醇雌激素，这类物质经下水道和污水处理厂排入受纳水体后以ng/L的痕量浓度存在，但依然会造成水生生物的雌情化，并通过破坏其性别比例对生态系统构成威胁。人类的诸多生殖系统疾病也被认为与此类物质有关[1-2]。雌酮(E1)、雌二醇(E2)和炔雌醇(EE2)是雌情活力最强的雌激素，其中EE2和E1被认为应当是最优先控制的两种内分泌干扰物[2-3]。这三种雌激素被欧盟列为优先研究的内分泌干扰物，亦即将被英国环境质量标准以1.0 ng/L（E2当量）的年均总雌激素浓度标准值限制排放[4-5]。有研究报道了诸多国外水体中雌激素的污染情况[6-12]，我国的珠江和松花江等河流也有水体雌情活力的报道[13-18]，这表明雌激素普遍存在于城市水体中且浓度多高于干扰阈值地表水，存在一定的生态风险。
　　嘉陵江是长江的重要支流，其重庆主城江段亦属三峡水库影响区；它既是重庆主城的主要饮用水源，也是污染物排放的受纳水体。磁器口流动人口较多，位于嘉陵江右岸污水截流干管的末端，城市河流清水溪在此汇入，且下游有给水厂取水口，是一个较为典型的城市江段。本研究选择了磁器口上游300m断面至下游1000m沙坪坝水厂取水口的高家花园断面的江段，采用高效液相色谱与串联质谱联用（HPLC-MS/MS）的内标检测法，首次分析了该江段E1、E2和EE2沿河流纵断面和横断面的污染分布特性，以及人类活动区域、城市河流汇入和河流水期对该分布的影响。本研究对了解城市水体雌激素内分泌干扰物污染状况具有重要意义，并可为污染控制提供基础数据小论文。
　　1 材料与方法
　　1.1主要试剂
　　AlltechsupercleanTM C18 (200mg/4mL, 50kp)和氨丙基（NH2）（200mg/4mL,50kp）固相萃取小柱，Sigma公司的E1、E2、EE2，甲醇、正己烷、二氯甲烷和内标物氘代雌酮（E1-d4），电阻率18.2 MΩ·cm的Milli-Q超纯水。
　　1.2水样的采集与处理
　　于平水期（2009年9月和10月）、枯水期（2009年12月和2010年1月）和丰水期（2010年6月和7月）三个水期采集了重庆主城区嘉陵江磁器口上游100m至下游1000 m沙坪坝水厂取水口3个断面（A、B和C）和清水溪1个断面（D）的水样（图1）。据长江上游水文水资源勘测局和重庆市水利局提供的水文资料，采样时嘉陵江三个水期两次采样的平均流量为1990 m3/s，440 m3/s和7903m3/s；而清水溪平水和枯水期流量约为25 m3/s和5 m3/s，二十年一遇洪水流量约为155 m3/s。
　　嘉陵江水面较宽地表水，A、B和C断面均采集左岸（l）、中泓线（m）和右岸（r）表层水样分别进行分析，以获取该江段雌激素沿河流纵断面和横断面的雌激素分布规律。清水溪水面狭窄，于D断面采集的河岸和河心水样做混合样分析，以研究次级河流对该江段雌激素分布的影响规律。断面位置、特征和采样点的分布详见图1和表1。
　　为保证雌激素在取样和样品运送过程中无降解损耗，水样用预先加入一定量的盐酸和硝酸铜保存剂的棕色玻璃带盖取样瓶采集，待水样装入后水样pH值为3.0，硝酸铜浓度为250.0mg/L，并于低温（<4 ℃）避光保存[4-5,18-19]。每个水样容积为1.0 L，采用重复双样。水样首先采用0.45μm的玻璃纤维滤膜（Whatman）过滤以避免堵塞固相萃取小柱，滤出液用C18固相萃取小柱进行富集和NH2（氨基）固相萃取小柱进行纯化，轻柔氮气吹干后，用甲醇定容至1.0 mL以备HPLC-MS/MS检测[4,18]。
　　
　　图1采样断面和采样点分布示意图
　　Fig. 1 Sampling section and sites
　　表1采样点位置参数和断面特征
　　Tab. 1 Position and section characteristics ofsampling sites
　　

1.3仪器分析
　　采用Agilent 1100高效液相色谱仪和API5000三重四极杆串联质谱仪进行定量分析[19]。色谱检测条件：PhenomenexLUNA C18(2) 色谱柱（150.0 mm×4.6 mm, 5 μm）；电喷雾离子源（阴离子模式）；进样体积20.0 μl；载气温度300 ℃；载气流速11.0 L/min；雾化气压55.0 psi；毛细管电压4000 V；流动相A为0.1%（V/V）的氨水溶液地表水，B为乙腈；采用梯度洗脱：10% B（10.0 min）→ 50%B（18.0 min）→ 90%（24.0min）→ 10%B（28.0 min）；柱平衡时间8.0 min。三重四级杆串联质谱采用多反应离子监测（MRM）模式，检测离子参数详见表2。
　　表2MRM模式中雌激素检测离子参数
　　Tab. 2 Ion detecting parameters of estrogens in MRM modes
　　

注：*用于定量；**用于定性
　　水样富集浓缩倍数为1000。分析方法加标回收率为89.5%-106.7%，相对标准偏差为3.3%-9.2%。E1、E2和EE2分别在0.12-100.16 ng/mL，0.11-98.32 ng/mL和0.10-99.37 ng/mL 范围内线性关系良好。
　　2 结果与讨论
　　在丰水期所有4个断面采集水样的雌激素浓度均低于检测限，且3个水期嘉陵江河道中泓线所采集的各水样中雌激素浓度也低于检测限。枯水和平水期各取样点三种雌激素的检测数据详见表3。表中还根据英国内分泌干扰物国家示范项目建议的总雌激素浓度计算公式折算出了各个取样点各个水期的总雌激素浓度∑SE (E2当量)[2,4-5]。
　　表3枯水和平水期嘉陵江磁器口江段4个断面的雌激素浓度值
　　Tab. 3 Estrogen concentrations of 4 sections at Ciqikou ofJialing River during low- and mean water level priods
　　

注：1. 表中数据为重复分析结果的均值；2. 总雌激素浓度∑SE=E1/3+E2+10×EE2；2.下标l和r分别表示左岸和右岸；3. ND表示低于检测限
　　E1浓度最高（ND-32.3ng/L），E2其次（ND-9.5 ng/L），EE2最低（ND-2.8 ng/L）小论文。合成雌激素EE2的浓度与口服避孕药和更年期激素药物的使用量密切相关；天然雌激素中E2最易生物降解，且E1为其中间产物，再加上共轭雌激素在污水收集和处理过程中的缓慢释放，因此在污水厂尾水和受纳水体中E1的浓度通常要高于E2[20]。该江段的检测结果与雌激素的基本性质是相吻合的。
　　与国内外其它城市水体报道的检测数据相比，该河段水样中雌激素的浓度低于松花江哈尔滨段（E1：28.0-65.0 ng/L、E2：15.0-29.0 ng/L和EE2：9.0-11.0 ng/L）[15]，但高于珠江广州河段的E1浓度（2.5-8.2 ng/L）[16]，也高于英国Severn Trent河（E1：未检出-7.1ng/L、E2：未检出-2.5 ng/L和EE2未检出）[12]和意大利Tiber河（E1：1.5 ng/L、E2：0.22 ng/L、EE2：0.11ng/L）报道的雌激素浓度[6]。
　　 　　该江段同一采样点不同水期的雌激素浓度数据差异均显示出枯水期浓度最高，平水期次之，丰水期浓度均低于检测值这一共同规律。这三种物质在各个水期的可能输入量与季节相关性不大[1]，从枯水期到丰水期因流量增加而加强的江水稀释作用应该是出现这一规律的主要原因，显示出该江段水中的雌激素浓度与流量成负相关关系。在朱毅等[17]针对重庆嘉陵江水源水的分析研究中采用体外MCF-7细胞增殖试验检测了江水的总雌激素活性地表水，但结果显示丰水期高于枯水期，但与本研究结果正好相反。造成这一结果差异的原因可能在于本研究仅采用液质联用检测了E1、E2和EE2三种主要来自生活污水的雌激素，而体外MCF-7细胞增殖试验则会对所有产生雌情活力的物质产生阳性反应。由于丰水期，大量雨水经地表流径汇入水体的过程中，地表土壤、动植物残体、化肥、农药等进入江水，以及上游垃圾的冲刷造成取样点附近有机污染物浓度升高。这些污染物中具有雌情活力的物质会一起刺激MCF-7细胞的增殖，导致水样中的总类雌激素活性提高。这一结论的获得与采样点和采样时间的选择也密切相关。此外，类固醇雌激素具有疏水性，在进入水环境后易通过吸附在颗粒上并部分分配到河底沉积物中。若要探究洪水初期，雨水对河底底泥的冲刷是否会导致河底沉积物中的雌激素释放从而导致检测结果的上升，尚需对初期洪水和底泥进行深入系统调查研究后方能确定。
　　位于清水溪的D断面雌激素检测浓度在枯水和平水期均分别高于同期的A、B、C断面的最高值。枯水和平水期的总雌激素浓度分别为48.3和17.5 ng/L，约为嘉陵江中检测到的最高浓度的3倍。由于清水溪穿越了人口密度较大的城市区域，虽然经过多年的整治，沿岸的大量散排污水均已收纳进入污水处理厂，但是城市化的快速发展使得这一流域仍有一部分未经处理的生活污水进入。加之清水溪流量较小，在枯水和平水期水流缓慢，水体自净能力低地表水，受人类活动影响较大，因此该次级河流检测出了较嘉陵江更高的雌激素浓度。
　　由于清水溪向嘉陵江输入了雌激素，加上磁器口古镇这一旅游景点大量流动人口的影响，使得嘉陵江右岸水体中雌激素的浓度在经过了磁器口和清水溪入口之后有了较为明显的提高。以枯水期为例，Br取样点相对于Ar取样点各雌激素的浓度均有数倍的增长，其总浓度更是从7.6 ng/L增至16.7 ng/L。平水期Br与Ar取样点雌激素浓度的变化也呈相似规律小论文。而位于左岸从上游至下游的Al、Bl和Cl取样点在同一水期各雌激素浓度均无明显变化，枯水期总雌激素浓度分别为5.4、4.6和5.5 ng/L，而在平水期分别为1.5、2.5和1.1 ng/L。左岸和右岸沿流向的浓度变化规律显示位于右岸的磁器口古镇旅游景点及其附近的居住区域和清水溪的汇入对于嘉陵江右岸水体的影响较大，造成三种雌激素浓度有了较为明显的提升，左岸因为人类活动影响较小而浓度无明显变化。从B断面至C断面有1000m左右的距离，由于河流的稀释和横向扩散等作用的影响，右岸增高的雌激素浓度逐渐降低。在沙坪坝水厂取水口的C断面，嘉陵江左岸和右岸枯水期的总浓度分别为4.4和4.7 ng/L，平水期为1.2和1.5 ng/L，已无明显差异。
　　各断面三个取样点的结果显示，无论是在平水期还是枯水期，A、B、C三个横断面的雌激素浓度分布规律均为：右岸>左岸>中泓线（浓度低于检测限）。造成此污染分布的原因是右岸磁器口大量的流动人口活动和清水溪的汇入地表水，左岸受人类活动影响较小，而中泓线为嘉陵江中心水流量大，稀释作用最强。
　　3 结论
　　1）重庆市区嘉陵江磁器口至高家花园江段表面水中在枯水期和平水期E1、E2和EE2均有检出，且枯水期高于平水期，而丰水期河流的稀释作用对雌激素浓度影响较大，浓度均低于检测限。
　　2）次级河流清水溪由于穿越主城区受人类活动影响较大，且流量小、自净能力弱，因而水中雌激素浓度高于嘉陵江各取样点。
　　3）旅游景点较多的流动人口影响和次级河流的汇入造成了取样江段近岸表面水中雌激素浓度升高，但因为河流的横向混合作用在下游1000m 的取水口断面雌激素浓度有了明显的降低。河流中泓线由于水流速度较快且受人类活动影响较小因而三种雌激素浓度均低于检测限。
　　4）在枯水期和平水期该江段的次级河流和右岸具有雌激素污染风险，但由于取水口位于次级河流汇入口下游距离较远且远离岸边，因此水源水无雌激素污染风险。

参考文献：
[1]JOHNSON AC,WILLIAMS RJ, SIMPSON P et al. Whatdifference might sewage treatment performance make to endocrine disruption inrivers? [J]. EnvironmentalPollution, 2007, 147(1):194-202.
[2]BUTWELL AJ, GARDNER MJ,GORDON-WALKER SJ, et al. Scoping study for a nati onal demonstrati on programmeon EDC removal [M]. UK:UKWIR, 2005.
[3]隋倩,黄俊,余刚.中国城市污水处理厂内分泌干扰物控制优先性分析[J]. 环境科学, 2009, 2(30):384-390.
[4]HUO CX, HINKEY P. EDCdemonstration programme in the UK Anglian Water's approach [J]. EnvironmentalTechnology, 2007, 28(7):731-741.
[5]YANG C. Removal of steroid oestrogens in wastewater treatment [D]. UK Loughborough: Loughborough University, 2007.
[6]BARONTI C, CURINI R, D'ASCENZOG, et al. Monitoring Natural and Synthetic Estrogens at Activated Sludge SewageTreatment Plants and in a Receiving River Water [J]. Environmental Science& Technology, 2000, 34(24):5059-5066.
[7]SELLIN MK, SNOW DD, AKERLY DL, et al. Estrogenic compounds downstream from three small cities ineastern Nebraska: occurrence and biological effect [J]. Journal of the American Water ResourcesAssociation, 2009, 45(1):14-21.
[8]JACKSON J, SUTTON R. Sourcesof endocrine disrupting chemicals in urban wastewater, Oakland, CA [J]. Science of the Total Environment, 2008, 405(1-3):153-160.
[9]KIM SD, CHO J, KIM IS, et al. Occurrence and removal ofpharmaceuticals and endocrine disruptors in South Korean surface, drinking, andwaste waters [J]. Water Research, 2007, 41(5):1013-1021.
[10]GROSS-SOROKIN MY, ROASTSD , BRIGHTY GC. Assessment of feminization of male fish in English rivers bythe environment Agency of England and Wales [J]. Environmental Health Perspectives,2006,114(1):147-151.
[11]FERNANDEZ MP, IKONOMOUMG, BUCHANAN I. An assessment of estrogenic organic contaminants in Canadianwastewaters [J]. Science of the Total Environment, 2007, 373(1):250-269.
[12]FAWELL JK, SHEAHAN D,JAMES HA, et al. Oestrogens and Oestrogenic Acitivity in Raw and Treated Waterin Severn Trent Water [J]. Water Research, 2001, 35(5):1240-1244.
[13]CHANG H, WAN Y, HU J. Determinationand source apportionment of five classes of steroid hormones in urban rivers [J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(20):7691-7698.
[14]MA M, RAO KF, WANG ZJ. Occurrence of estrogenic effects in sewageand industrial wastewaters in Beijing, China [J]. Environmental Pollution, 2007,147(2): 331-336.
[15]邵晓玲,马军.松花江.13种内分泌干扰物的初步调查[J]. 环境科学学报,2008,28(9): 1910-1915.
[16]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.
[J]. EnvironmentalChemistry,2008, 27(2):242-244.