北京女性尿液中雙酚A及氯代雙酚A的濃度和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

陳 默,范湛藍(lán),高 群,高福梅,牟 迪,胡建英（北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院,地表過(guò)程分析與模擬教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100871）

北京女性尿液中雙酚A及氯代雙酚A的濃度和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

陳 默,范湛藍(lán),高 群,高福梅,牟 迪,胡建英*（北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院,地表過(guò)程分析與模擬教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100871）

建立了有機(jī)相丹?；苌?UPLC-MS-MS人體尿液樣品中雙酚A（BPA）及4種氯代雙酚A（氯代BPA）的檢測(cè)方法,對(duì)北京地區(qū)40個(gè)女性尿液樣品進(jìn)行了檢測(cè).結(jié)果表明：BPA和一氯、二氯、三氯、四氯 BPA的檢出率分別為90%、96%、90%、52%和 45%；濃度分別為（1.30±1.24）,（0.40±0.37）,（0.41±0.51）,（0.18±1.49）,（0.46±0.35） ng/mL,4種氯代BPA的總濃度為1.45ng/mL,和BPA濃度相仿.4種氯代BPA的BPA等當(dāng)量濃度為4.84ng/mL,是BPA濃度的2.2倍. 40個(gè)尿液樣本BPA等當(dāng)量濃度符合對(duì)數(shù)正態(tài)分布,超過(guò)BPA的糖尿病發(fā)生閾值（0.05%發(fā)病風(fēng)險(xiǎn)）5.7ng/mL的概率為19.2%.人體暴露氯代BPA的健康風(fēng)險(xiǎn)應(yīng)該引起重視.

氯代雙酚A；丹?；苌粩z入量；等當(dāng)量；LC-MS-MS

雙酚A是一種典型內(nèi)分泌干擾物,廣泛存在于各種環(huán)境介質(zhì)中,在飲用水和人體中也都有檢出［1］.已有文獻(xiàn)證明,飲用水主要單元的氯消毒過(guò)程中BPA會(huì)轉(zhuǎn)化成各種氯代消毒副產(chǎn)物,并且一氯和二氯BPA的雌激素結(jié)合活性遠(yuǎn)高于BPA［2］,最近在全國(guó)33個(gè)省會(huì)城市飲用水中檢出了這些氯代消毒副產(chǎn)物［3］,因此為了綜合評(píng)價(jià)BPA的健康風(fēng)險(xiǎn),有必要展開(kāi)該類(lèi)物質(zhì)的人群暴露評(píng)價(jià).

最近有多篇論文報(bào)道了人群中氯代BPA的暴露水平.在法國(guó)21個(gè)母乳樣品中發(fā)現(xiàn)二氯雙酚A的檢出率高達(dá) 100%,其濃度水平（3.43ng/mL）甚至高于 BPA（1.87ng/mL）［4］.在婦女胎盤(pán)中一氯、二氯和三氯BPA的檢出率分別為51%、51%和49%,濃度范圍分別為5.1～21.4,12.7～58.8,4.0～31.2ng/g,高于 BPA濃度水平（5.7～22.2ng/g）［5］.婦女脂肪組織樣品中主要檢出了二氯 BPA （9.21ng/g）,平均濃度也高于 BPA（5.83ng/g）［6］.尿液樣品具有便于獲得、容易收集、適于大規(guī)模人群暴露調(diào)查的特點(diǎn). BPA和氯代BPA都是親水性含有酚羥基物質(zhì),容易被二相酶代謝排泄,在尿液中具有較高濃度,對(duì)于這類(lèi)物質(zhì),尿液是研究人群暴露量的理想生物樣品.已有多篇論文嘗試檢測(cè)人體尿液中氯代 BPA,其檢出率普遍較低（小于 20%）［7-9］,其主要原因之一可能是缺乏高靈敏度的檢測(cè)方法.

本研究以 BPA、Cl-BPA、Cl2-BPA、Cl3-BPA、Cl4-BPA為對(duì)象物質(zhì),建立了尿液中對(duì)象物質(zhì)的有機(jī)相丹?；苌母哽`敏度檢測(cè)方法,并將其用于 40個(gè)北京婦女尿液中上述對(duì)象物質(zhì)的檢測(cè).計(jì)算了尿液樣品中 BPA的等當(dāng)量濃度,并通過(guò)一個(gè)單室模型反演了總攝入量,評(píng)價(jià)了其健康風(fēng)險(xiǎn).

1　材料與方法

1.1樣品的采集

本研究中的40個(gè)尿液樣品于2014年1月～2015年 2月采集于北京大學(xué)人民醫(yī)院門(mén)診部,前來(lái)體檢的志愿者尿液樣品（已征得知情同意）.研究表明,雙酚A與糖尿病、甲狀腺疾病、復(fù)發(fā)性流產(chǎn)等疾病存在相關(guān)性［10-12］.本研究的所有志愿者都沒(méi)有與BPA有關(guān)的職業(yè)暴露、無(wú)吸煙史、無(wú)糖尿病、甲狀腺疾病等代謝相關(guān)疾病、無(wú)高血壓、心臟病等心血管相關(guān)疾病.

用50mL玻璃小燒杯收集,后轉(zhuǎn)移入8mL棕色玻璃樣品瓶,由干冰保存運(yùn)輸至實(shí)驗(yàn)室,放入-20℃保存直至檢測(cè).

1.2標(biāo)準(zhǔn)品

4種氯代 BPA的標(biāo)準(zhǔn)品由本實(shí)驗(yàn)室合成［3］,所有標(biāo)樣的純度都大于95%.物質(zhì)結(jié)構(gòu)式見(jiàn)圖1.

圖1　BPA及氯代BPA的結(jié)構(gòu)Fig.4　Structures of BPA and chlorinated BPAs

1.3樣品前處理

尿液樣品解凍后立即取0.5mL混合均勻后的全尿,置于 8mL玻璃培養(yǎng)管中,加入 0.5ng BPA-d14內(nèi)標(biāo),0.1mL 0.14mol/L的磷酸鹽緩沖液和 0.1mL的葡萄糖醛酸（β-glucuronidase）-硫酸（β-arylsuflatase）混合水解酶（Roche Diagnostics GmbH, Mannhein, Germany）后,置于37℃培養(yǎng)箱中水解反應(yīng)3h.水解后取出玻璃管,加入0.5mL超純水和3mL叔丁基甲醚（MTBE）,振蕩10min后在3000r/min下離心5min,取上層有機(jī)溶液；重復(fù)萃取一次,兩次液液萃取的提取液混合后在微弱氮?dú)庀麓蹈?用 1mL乙腈定容.添加 0.2mL的30mg/mL的丹磺酰氯（DNS）和4-（二甲氨基）吡啶（DMAP）混合溶液,充分振蕩混合后放入 65℃烘箱放置1h.反應(yīng)結(jié)束后,加1mL超純水、3mL正己烷溶液,重復(fù)提取兩次.得到的有機(jī)層溶液通過(guò)6cm3,1g規(guī)格的Silica SPE小柱（Waters, USA）凈化,經(jīng)5mL正己烷：二氯甲烷1：1（體積比）溶液淋洗,用5mL二氯甲烷：丙酮9：1（體積比）溶液洗脫,在微弱氮?dú)庀麓蹈?最后加入0.5mL乙腈定容用于UPLC-MS-MS分析.

1.4儀器分析

表1　雙酚A及氯代雙酚A的選擇離子和質(zhì)譜檢測(cè)參數(shù)Table 1　Multi-selected reaction monitoring （MRM）conditions for bisphenol A （BPA） and chlorinated BPA

用 ACQUITY UPLC超高效液相色譜儀（Waters, USA）對(duì)各目標(biāo)物進(jìn)行分離.液相色譜柱采用 ACQUITY UPLC BEH C18色譜柱（2.1mm×50mm×粒徑 1.7 μm）（Waters, USA）,流動(dòng)相為乙腈和含 0.1%甲酸的純水,色譜柱溫度為 40℃,流速 0.3mL/min,進(jìn)樣體積5μL.液相梯度洗脫條件：乙腈初始比例為 60%,在 0～0.5min內(nèi)線性增加為 75%,從 0.5～6.5min線性增加為80%, 6.5～7min線性增加至95%,保持2min后, 在0.5min內(nèi)線性增加到100%,保持2min后,立即回到初始流動(dòng)相條件平衡 1.0min.所用質(zhì)譜為 Quattro Premier XE 串聯(lián)四級(jí)桿質(zhì)譜儀（Waters, USA）,采用正離子模式的 ESI離子源, 在MRM模式下對(duì)目標(biāo)物進(jìn)行檢測(cè).質(zhì)譜參數(shù)為：毛細(xì)管電壓3.5kV；源溫度120℃；脫溶劑氣溫度450℃；錐孔氣流量50L/h；脫溶劑氣流量800L/h. BPA及氯代 BPA的選擇離子和質(zhì)譜檢測(cè)參數(shù)見(jiàn)表1.

1.5質(zhì)量保證與質(zhì)量控制（QA/QC）

本研究中對(duì)于樣品中目標(biāo)物質(zhì)的定性主要依據(jù)：（1）與標(biāo)樣相比保留時(shí)間相差在2%以內(nèi)；（2）與標(biāo)樣相比,2個(gè)選擇離子峰面積之比相差在20%以內(nèi).目標(biāo)物質(zhì)的定量選用豐度最高及背景干擾最小的MRM選擇離子,同時(shí)用內(nèi)標(biāo)校正前處理和基質(zhì)干擾引起的損失,并用以消除儀器波動(dòng)的影響.由于雙酚A無(wú)處不在,為了消除過(guò)程空白,前處理過(guò)程中僅使用色譜純、農(nóng)殘級(jí)的有機(jī)溶劑和在馬弗爐中450℃烘烤4h以上的玻璃器皿.為了評(píng)估空白和基質(zhì)效應(yīng),每一組（10個(gè)）樣品跟隨1個(gè)過(guò)程空白、1個(gè)基質(zhì)加標(biāo)樣品作為質(zhì)量控制.本研究通過(guò)向尿液樣品中加入 0.05,0.5, 2ng/mL 3個(gè)不同濃度水平的標(biāo)樣,用以評(píng)估本實(shí)驗(yàn)的回收率以及標(biāo)準(zhǔn)曲線的線性范圍.

2　結(jié)果與討論

2.1分析方法的優(yōu)化

水相DNS衍生LC-MS-MS方法不僅僅具有高靈敏度,而且能克服 LC-MS-MS分析中常見(jiàn)的基質(zhì)效應(yīng)高的問(wèn)題,該方法已經(jīng)應(yīng)用于環(huán)境水樣中雌激素類(lèi)物質(zhì)和飲用水中雙酚A及其氯代 BPA的方法的檢測(cè)［3,13］.本研究也嘗試該方法用于人體尿液樣品中BPA及氯代BPA的檢測(cè),但是該方法分析人體尿液樣品時(shí)對(duì)于三氯、四氯雙酚A衍生效率較低,基質(zhì)效應(yīng)依然嚴(yán)重.因此本研究參考文獻(xiàn)［14］,采用有機(jī)相DNS+DMAP衍生LC-MS-MS檢測(cè)方法分析尿液中 BPA及氯代BPA.

尿液通過(guò)MTBE液液萃取,衍生后,Silica純化,用UPLC-MS-MS進(jìn)行定量,對(duì)不同添加濃度下的回收率進(jìn)行了評(píng)估（表3）.在低（0.05ng/mL）、中（0.5ng/mL）、高（2ng/mL）3種添加濃度下,BPA及其氯代BPA的回收率在62%～108%之間（n=3）,內(nèi)標(biāo)BPA-d14回收率分別為76%、80%和96%（表2）.表3同時(shí)比較了不衍生、水相DNS衍生、有機(jī)相DNS+DMAP衍生LC-MS-MS方法的檢出限（LOD）,發(fā)現(xiàn)BPA、一氯BPA和二氯BPA的有機(jī)相DNS+DMAP衍生靈敏度和水相DNS衍生相似；但是三氯、四氯 BPA的靈敏度相比水相DNA衍生提高了5倍.本研究的靈敏度高于文獻(xiàn)報(bào)道方法［8-9］,特別是一氯BPA和二氯BPA的檢測(cè)下線是文獻(xiàn)的1/100～1/9.5種目標(biāo)物質(zhì)的基質(zhì)抑制率在1%～6%之間.

表2　雙酚A及其氯代衍生物的回收率及標(biāo)準(zhǔn)曲線參數(shù)Table 1　Recovery and standard curve parameters of bisphenol A and chlorinated BPAs

表3　目標(biāo)物質(zhì)未衍生和兩種衍生方法的檢出限和選擇離子比較Table 1　LOD and transition monitored m/z of nonderivatization and two different derivatization methods

2.2人體尿液樣品中BPA及其氯代物質(zhì)濃度水平

本研究人體尿液中 BPA的檢出率為 90%,低于比利時(shí)（96.9%,n=66）、美國(guó)（94%,n=210）、日本（100%,n=48）和瑞典（100%,n=95）女性尿樣中BPA的檢出率［15-18］,但高于我國(guó)華東和華中地區(qū)女性（44%,n=503）［19］、和廣州、上海、哈爾濱的女性人群相同（90%,n=55）［20］.這可能與我國(guó)不同地區(qū)、同一地區(qū)不同人群的飲食習(xí)慣差異與飲水來(lái)源差異有關(guān).

本研究人體尿液中 BPA的平均濃度為（1.30±1.24） ng/mL（幾何均值：0.84ng/mL, ＜MDL～5.32ng/mL）,和美國(guó)（幾何均值：1.12ng/mL, ＜MDL～5.18ng/mL）相近,比日本（1.2ng/mL, 0.2～19.1ng/mL）、比利時(shí)（幾何均值：2.40ng/mL, ＜MDL～23.40ng/mL）,瑞典（幾何均值：1.31ng/ mL）［15-18］和廣州、上海、哈爾濱（幾何均值：1.00ng/mL,0.57～1.36ng/mL）［20］女性尿液中 BPA的水平低,但是高于我國(guó)華東和華中地區(qū)的女性（幾何均值：0.58ng/mL）［19］.

北京人體尿液中都檢出了 4種氯代 BPA,其典型的色譜圖如圖2.二氯BPA的檢出率最高, 為 96%,其次是一氯 BPA（90%）、四氯BPA（52%）、三氯BPA（45%）.目前僅有4篇文獻(xiàn)報(bào)道了尿液中氯代BPA的濃度水平.法國(guó)10個(gè)尿液樣品中一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA和四氯BPA的檢出率分別為30%、20%、30%、30%［8］.美國(guó)人體尿液（n=31）中一氯 BPA、二氯BPA和三氯 BPA的檢出率分別為 16.1%、19.4%、19.4%（四氯BPA未研究）［7］.另一美國(guó)人群（n=224）尿液中一氯BPA的檢出率為90%（二氯BPA、三氯BPA、四氯BPA未研究）［21］.西班牙的20個(gè)成人尿液中沒(méi)有檢出氯代BPA［9］.本研究的一氯、二氯、三氯、四氯BPA的檢出率均高于上述文獻(xiàn)報(bào)道,這個(gè)可能和本研究開(kāi)發(fā)方法的檢出限有關(guān).

圖2　尿液樣品中目標(biāo)物質(zhì)的典型色譜圖Fig.4　Chromatograms of target substances in urine samples

本研究尿液樣品中一氯BPA、二氯BPA、三氯 BPA和四氯 BPA的濃度水平分別為（0.40±0.37） ng/mL（＜MDL～1.70ng/mL,幾何均值0.01ng/mL）、（0.41±0.51） ng/mL（＜MDL～2.60ng/ mL,幾何均值=0.01ng/mL）、（0.18±1.49） ng/mL（＜MDL～1.95ng/mL,幾何均值 0.01ng/mL）、（0.46±0.35）ng/mL（＜MDL～1.72ng/mL,幾何均值0.04ng/mL）,4種氯代物質(zhì)的總濃度為1.45ng/mL,略高于BPA的濃度水平,低于美國(guó)人群（n=31）尿液中一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA的濃度水平（幾何均值分別為 0.049,0.055, 0.047ng/mL,未研究四氯 BPA）［7］,但是略高于美國(guó)的另一個(gè)研究中報(bào)道的人群（n=224）尿液中一氯BPA的平均濃度（0.083ng/mL,未研究其他氯代 BPA）［21］和法國(guó)人群（n=10）尿液中四種氯代BPA的濃度水平（一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA、四氯BPA的平均濃度分別為0.06,0.02, 0.21,0.09ng/mL）［8］.

研究發(fā)現(xiàn),氯代 BPA廣泛存在于我國(guó)主要省會(huì)城市的飲用水中［3］,一氯 BPA和二氯 BPA的檢出率接近100%,三氯、四氯BPA檢出率分別為60%和50%,這與尿液中三氯、四氯BPA檢出率低于一氯、二氯 BPA的趨勢(shì)相似.一氯和二氯 BPA在尿液和飲用水中均為氯代BPA最主要的組成形式（圖 3）,說(shuō)明飲用水可能是氯代BPA的來(lái)源之一.但是尿液中氯代BPA的組成比例顯著大于飲用水,氯代 BPA可能有其他暴露途徑.四氯 BPA的檢出率和濃度水平高于三氯BPA.四種氯代BPA中,只有四氯BPA是工業(yè)產(chǎn)品,主要作為阻燃劑添加于環(huán)氧樹(shù)脂、酚醛樹(shù)脂中,有可能通過(guò)各種途徑進(jìn)入環(huán)境,從而可能導(dǎo)致了人體尿液中四氯 BPA的暴露量高于飲用水中的貢獻(xiàn).

研究發(fā)現(xiàn),一氯、二氯BPA的雌激素活性要高于BPA本身,4種氯代BPA的雌激素活性分別為BPA的7.40、4.19、0.58、0.11倍［3］由此計(jì)算出尿液樣品的BPA等當(dāng)量濃度為6.14ng/mL,約為尿液中 BPA和 4種氯代 BPA的濃度總和（2.75ng/mL）的2.2倍（圖4）.經(jīng)SPSS（v18.0）軟件中的 Shapiro-Wilk檢驗(yàn),得到本研究的40個(gè)尿液BPA等當(dāng)量濃度服從對(duì)數(shù)正態(tài)分布,幾何均值2.67ng/mL,幾何標(biāo)準(zhǔn)差為2.38ng/mL,分布函數(shù)如式（1）所示：

式中： x表示尿液BPA等當(dāng)量濃度.

圖3　40個(gè)人體尿液樣品中BPA及氯代BPA的濃度水平及比例Fig.4　Concentrations and proportion of Bisphenol A and chlorinated analogues in 40 human urine samples

氯代BPA在尿液中的高檢出率、高總濃度和高等當(dāng)量濃度表明氯代BPA比BPA可能具有更大的健康風(fēng)險(xiǎn),應(yīng)引起重視.

圖4　尿液濃度（A）和BPA等當(dāng)量濃度（B）比較Fig.4　Comparison of urine concentration （A） with toxic equivalent quantity （TEQBPA） in urine （B）

2.3BPA及氯代BPA的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

在人體中,經(jīng)口攝入的 BPA絕大部分會(huì)在24h內(nèi)由肝臟代謝成葡萄糖醛酸結(jié)合態(tài)和硫酸結(jié)合態(tài),并經(jīng)過(guò)尿液排出體外.經(jīng)口攝入是人體暴露BPA的最主要暴露途徑,占總暴露量的90%以上［22］.因此可以建立一個(gè)簡(jiǎn)化的單室模型（式 1）,用式（2）從尿液BPA含量反演計(jì)算人體BPA日攝入劑量（EDI,μg/（kg?d））：

式中：Cu為尿液中 BPA類(lèi)物質(zhì)的濃度（μg/L）,Vu為每日排尿量（L/d）,W為體重（kg）.參考國(guó)際放射性保護(hù)委員會(huì)（ICRP）的數(shù)據(jù),女性平均每天的排尿量為1.2L/d［23］.參考《中國(guó)人群暴露參數(shù)手冊(cè)》的數(shù)據(jù),中國(guó)成年女性平均體重為56.8kg［24］.假定氯代BPA在人體內(nèi)的代謝行為和BPA相同,根據(jù)尿液中氯代BPA總濃度和等當(dāng)量濃度的比例關(guān)系,計(jì)算出 BPA等當(dāng)量的 EDI為 0.125μg/ （kg?d）.

已有報(bào)道的BPA毒性終點(diǎn)包括體重減少、子宮和子代重量減少、影響子代神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)育等［25-27］.其中,美國(guó)EPA、FDA等多家機(jī)構(gòu)將體重減少作為毒性終點(diǎn),其N(xiāo)OEAL值為5mg/（kg?d）,并根據(jù)公式（3）計(jì)算得到日允許攝入量（TDI, mg/（kg?d））為50μg/（kg?d）［28-29］：

式中：UF為不確定系數(shù),包含 10倍種間差和10倍的個(gè)體差異.北京婦女中的BPA等當(dāng)量攝入量遠(yuǎn)低于TDI值,超過(guò)TDI值的概率＜0.01%,處于較低的風(fēng)險(xiǎn)水平.

除了體重減少之外,美國(guó)國(guó)家毒理學(xué)項(xiàng)目組（NTP）專家組2012年提出了人體BPA暴露可能引起糖尿病發(fā)生［30］.許多動(dòng)物實(shí)驗(yàn)研究也表明,BPA通過(guò)干擾胰島素耐受性、損壞血糖穩(wěn)態(tài)和胰島細(xì)胞功能等而誘發(fā)糖尿病的發(fā)生［31-33］.另有研究發(fā)現(xiàn)BPA暴露能夠造成小鼠脂肪細(xì)胞糖轉(zhuǎn)運(yùn)功能異常,從而間接增加患糖尿病風(fēng)險(xiǎn)［34］.2008年Lang等［35］基于包括1455個(gè)樣本的橫斷面研究,發(fā)現(xiàn)了尿液BPA濃度與糖尿病的發(fā)生具有顯著相關(guān)關(guān)系.Silver等［36］利用同樣的樣本庫(kù),將樣本量增加到4389例,建立了尿液中BPA濃度與糖尿病發(fā)生率之間的劑量效應(yīng)關(guān)系（表4）.

表4　文獻(xiàn)中BPA尿液濃度與糖尿病的關(guān)系［36］Table 1　Relationship between urine BPA level and diabetes

本研究采用了該文獻(xiàn)［36］中所建立的劑量效應(yīng)關(guān)系（表4）.借鑒二噁英等物質(zhì)對(duì)劑量區(qū)間的處理方法［37］,本研究取表4中尿液BPA區(qū)間濃度的平均值,和最高濃度的2倍,作為劑量（表4）.在此基礎(chǔ)上,利用 USEPA的 Benchmark軟件（BMDS V2.4）對(duì)糖尿病發(fā)生為終點(diǎn)的尿液 BPA BMDL5（發(fā)病風(fēng)險(xiǎn)增加 0.05%對(duì)應(yīng)的濃度）進(jìn)行了計(jì)算.并在計(jì)算過(guò)程中嘗試采用了 Logistic、Probit和Quantal-Linear 3種模型進(jìn)行擬合,結(jié)果表明Quantal-linear模型擬合效果最好, BMDL5為5.7ng/mL.本研究40個(gè)尿液樣本BPA等當(dāng)量濃度符合對(duì)數(shù)正態(tài)分布,頻率分布如圖5所示：

圖5　北京40個(gè)女性尿液BPA等當(dāng)量濃度的頻率分布Fig.4　Distribution of toxic equivalent quantity （TEQBPA）in 40 urine samples

利用尿液BPA等當(dāng)量濃度的頻率分布,可得到本研究中北京人體樣品尿液BPA等當(dāng)量濃度超過(guò)5.7ng/mL的概率為19.2%,說(shuō)明目前的暴露BPA存在一定的糖尿病風(fēng)險(xiǎn).

3　結(jié)論

3.1建立了人體尿液樣品中 BPA及四種氯代BPA的有機(jī)相丹酰化衍生-UPLC-MS-MS檢測(cè)方法,其方法回收率為 62%～108%,檢出限為0.001～0.03ng/mL.

3.240個(gè)北京地區(qū)女性尿液樣品中的一氯BPA、二氯BPA、三氯BPA和四氯BPA的總濃度水平和BPA的濃度水平相仿.4種氯代BPA的BPA等當(dāng)量濃度是BPA濃度的2.2倍.

3.3尿液樣品的BPA等當(dāng)量濃度為6.14ng/mL,本研究人體樣品中有超過(guò)了BPA的糖尿病發(fā)生的閾值（0.05%發(fā)病風(fēng)險(xiǎn)）的概率為19.2%.

［1］ Chapin R E, Adams J, Boekelheide K, et al. NTP-CERHR expert panel report on the reproductive and developmental toxicity of bisphenol A ［J］. Birth Defects Research Part B-Developmental and Reproductive Toxicology, 2008,83（3）：157-179.

［2］ Hu J Y, Aizawa T, Ookubo S. Products of aqueous chlorination of bisphenol A and their estrogenic activity ［J］. Environmental Science and Technology, 2002,36（9）：1980-1987.

［3］ Fan Z L, Hu J Y, An W, et al. Detection and occurrence of chlorinated byproducts of bisphenol A, nonylphenol, and estrogens in drinking water of China： comparison to the parent compounds ［J］. Environmental Science and Technology, 2013, 47（19）：10841-10850.

［4］ Migeot V, Dupuis A, Cariot A, et al. Bisphenol A and its chlorinated derivatives in human colostrum ［J］. Environmental Science and Technology, 2013,47（23）：13791-13797.

［5］ Jimenez-Diaz I, Zafra-Gomez A, Ballesteros O, et al. Determination of bisphenol A and its chlorinated derivatives in placental tissue samples by liquid chromatography-tandem mass spectrometry ［J］. Journal of Chromatography B-Analytical Technologies in the Biomedical and Life Sciences, 2010, 878（32）：3363-3369.

［6］ Fernandez M F, Arrebola J P, Taoufiki J, et al. Bisphenol-A and chlorinated derivatives in adipose tissue of women ［J］. Reproductive Toxicology, 2007,24（2）：259-264.

［7］ Liao C Y, Kannan K. Determination of free and conjugated forms of bisphenol A in human urine and serum by liquid chromatography-tandem mass spectrometry ［J］. Environmental Science and Technology, 2012,46（9）：5003-5009.

［8］ Venisse N, Grignon C, Brunet B, et al. Reliable quantification of bisphenol A and its chlorinated derivatives in human urine using UPLC-MS/MS method ［J］. Talanta, 2014,125：284-292.

［9］ Vela-Soria F, Ballesteros O, Zafra-Gomez A, et al. UHPLCMS/MS method for the determination of bisphenol A and its chlorinated derivatives, bisphenol S, parabens, and benzophenones in human urine samples ［J］. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2014,406（15）：3773-3785.

［10］ Shankar A, Teppala S. Relationship between urinary bisphenol A levels and diabetes mellitus ［J］. Journal of Clinical Endocrinology and Metabolis, 2011,96（12）：3822-3826.

［11］ Wang T G, Lu J L, Xu M, et al. Urinary bisphenol A concentration and thyroid function in Chinese adults ［J］. Epidemiology, 2013,24（2）：295-302.

［12］ Sugiura-Ogasawara M, Ozaki Y, Sonta SI, et al. Exposure to bisphenol A is associated with recurrent miscarriage ［J］. Human Reproduction, 2005,20（8）：2325-2329.

［13］ 吳世閩,賈 璦,彭 輝,等.遼東灣海水中甾體雌激素的檢測(cè)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2011,31（11）：1904-1909.

［14］ Peng H, Hu K, Zhao F, et al. Derivatization method for sensitive determination of fluorotelomer alcohols in sediment by liquid chromatography-electrospray tandem mass spectrometry ［J］. Journal of Chromatography A, 2013,1288：48-53.

［15］ Pirard C, Sagot C, Deville M, et al. Urinary levels of bisphenol A, triclosan and 4-nonylphenol in a general Belgian population ［J］. Environment International, 2012,48：78-83.

［16］ Calafat A M, Kuklenyik Z, Reidy J A, et al. Urinary concentrations of bisphenol A and 4-nonylphenol in a human reference population ［J］. Environmental Health Perspectives, 2005,113（4）：391-395.

［17］ Ouchi K, Watanabe S. Measurement of bisphenol A in human urine using liquid chromatography with multi-channel coulometric electrochemical detection ［J］. Journal of Chromatography B-Analytical Technologies in the Biomedical and Life Sciences, 2002,780（2）：365-370.

［18］ Larsson K, Bjorklund K L, Palm B, et al. Exposure determinants of phthalates, parabens, bisphenol A and triclosan in Swedish mothers and their children ［J］. Environment International, 2014,73：323-333.

［19］ He Y H, Miao M H, Herrinton L J, et al. Bisphenol A levels in blood and urine in a Chinese population and the personal factors affecting the levels ［J］. Environmental Research, 2009,109（5）：629-633.

［20］ Zhang Z F, Alomirah H, Cho H S, et al. Urinary bisphenol A concentrations and their implications for human exposure inseveral asian countries ［J］. Environmental Science and Technology, 2011,45（16）：7044-7050.

［21］ Kalyvas H, Andra S S, Charisiadis P, et al. Influence of household cleaning practices on the magnitude and variability of urinary monochlorinated bisphenol A ［J］. The Science of the Total Environment, 2014,490：254-261.

［22］ Volkel W, Colnot T, Csanady G A, et al. Metabolism and kinetics of bisphenol a in humans at low doses following oral administration ［J］. Chemical Research in Toxicology, 2002,15（10）：1281-1287.

［23］ Valentin J. Basic anatomical and physiological data for use in radiological protection： reference values ［J］. Annals of the ICRP, 2002,32（3-4）：i-xi, 1-265.

［24］ 段小麗,王利敏,姜 勇,等.中國(guó)人群暴露參數(shù)手冊(cè)（成人卷） ［M］.北京：中國(guó)環(huán)境出版社, 2013.

［25］ National Toxicology P. Carcinogenesis bioassay of bisphenol A （CAS No. 80-05-7） in F344Rats and B6C3F1mice （feed study）［R］. National Toxicology Program Technical Report Series, 1982,215：1.

［26］ Markey C M, Luque E H, de Toro M M, et al. In utero exposure to bisphenol a alters the development and tissue organization of the mouse mammary gland ［J］. Biology of Reproduction, 2001, 65（4）：1215-1223.

［27］ Talsness C, Fialkowski O, Gericke C, et al. The effects of low and high doses of bisphenol A on the reproductive system of female and male rat offspring ［J］. Congenital Anomalies, 2000,40 （Supplement）：S94-S107.

［28］ 胡建英,安 偉,曹紅斌,等.化學(xué)物質(zhì)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) ［M］. 北京：科學(xué)出版社, 2010.

［29］ 范湛藍(lán).雙酚 A、壬基酚、雌激素及其氯代物質(zhì)在自來(lái)水和人體樣品中的濃度調(diào)查與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) ［D］. 北京：北京大學(xué), 2012.

［30］ Thayer KA, Heindel JJ, Bucher JR, et al. Role of environmental chemicals in diabetes and obesity： a National Toxicology Program workshop review ［J］. Environmental Health Perspective, 2012, 120（6）：779-789.

［31］ Nadal A, Alonso-Magdalena P, Soriano S, et al. The role of oestrogens in the adaptation of islets to insulin resistance ［J］. The Journal of Physiology, 2009,587（21）：5031-5037.

［32］ Alonso-Magdalena P, Vieira E, Soriano S, et al. Bisphenol A exposure during pregnancy disrupts glucose homeostasis in mothers and adult male offspring ［J］. Environmental Health Perspectives, 2010,118（9）：1243-1250.

［33］ Alonso-Magdalena P, Morimoto S, Ripoll C, et al. The estrogenic effect of bisphenol A disrupts pancreatic β-cell function in vivo and induces insulin resistance ［J］. Environmental Health perspectives, 2006,106-112.

［34］ Sakurai K, Kawazuma M, Adachi T, et al. Bisphenol A affects glucose transport in mouse 3T3-F442A adipocytes ［J］. British Journal of Pharmacology, 2004,141（2）：209-214.

［35］ Lang I A, Galloway T S, Scarlett A, et al. Association of urinary bisphenol A concentration with medical disorders and laboratory abnormalities in adults ［J］. JAMA，2008,300（11）：1303-1310.

［36］ Silver M K, O'Neill M S, Sowers M R, et al. Urinary bisphenol A and type-2diabetes in US adults： data from NHANES 2003-2008 ［J］. PLoS One. 2011,6（10）：e26868.

［37］ Crump K S, Canady R, Kogevinas M. Meta-analysis of dioxin cancer dose response for three occupational cohorts ［J］. Environmental Health Perspectives, 2003,111（5）：681-687.

Levels and risk assessment of bisphenol A and chlorinated BPAs in urine samples of Beijing women.

CHEN Mo, FAN Zhan-lan, GAO Qun, GAO Fu-mei, MU Di, HU Jian-ying*（College of Urban and Environmental Sciences, Peking University, Beijing 100871, China）.

China Environmental Science, 2015,35（9）：2853～2860

A derivatization UPLC-MS-MS method was used to analyze bisphenol A （BPA） and its chlorinated derivatives, including monochloro-BPA, dichloro-BPA, tricholro-BPA, and tetrachloro-BPA, in 40urine samples of Beijing women. The detection frequencies of BPA, monochloro-BPA, dichloro-BPA, tricholro-BPA, and tetrachloro-BPA were 90%, 96%, 90%, 52%, and 45% with average concentrations of （1.30±1.24）, （0.40±0.37）, （0.41±0.51）, （0.18±1.49）, （0.46±0.35）ng/mL, respectively. While the total concentration of four chlorinated BPA was 1.45ng/mL, which was similar with that of BPA in urine, their BPA toxic equivalent quantity （TEQBaP） in urine was calculated to be 4.84ng/mL, which was 2.2 fold higher than that of BPA. The TEQBPAconcentration was log-normally distributed, and the probability higher than Benchmark Dose （BMDL0.05）, corresponding to the increasing risk of diabetes by 0.05% due to exposure to BPA, was 19.2%. Our results indicated that chlorinated BPA might pose a relatively high risk.

chlorinated BPA；DNS derivatization；daily intake estimates （EDI）；toxic equivalent quantity （TEQ）；LC-MS-MS

X503.1

A

1000-6923（2015）09-2853-08

2015-02-08

水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)（2014ZX07405001）

*責(zé)任作者, 教授, hujy@urban.pku.edu.cn

陳 默（1990-）,男,安徽懷遠(yuǎn)人,北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院碩士研究生,主要從事環(huán)境和人體中雙酚A類(lèi)物質(zhì)的行為研究.